ANALISI DI RISCHIO E MESSA IN SICUREZZA OPERATIVA DI UN SITO CONTAMINATO DA IDROCARBURI

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1 ALMA MATER STUDIORUM UNIVERSITÀ DI BOLOGNA FACOLTÀ DI INGEGNERIA CORSO DI LAUREA SPECIALISTICA IN INGEGNERIA PER L AMBIENTE E IL TERRITORIO Dipartimento di Ingegneria Chimica, Mineraria e delle Tecnologie Ambientali DICMA TESI DI LAUREA in TECNOLOGIE DI RISANAMENTO DEL SUOLO E DEL SOTTOSUOLO LS ANALISI DI RISCHIO E MESSA IN SICUREZZA OPERATIVA DI UN SITO CONTAMINATO DA IDROCARBURI CANDIDATO: Alice Arcangeli RELATORE: Chiar.mo Prof. Massimo Nocentini CORRELATORE: Dott. Geol. Stefano Micheli Anno Accademico 2009/10 Sessione III

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3 SOMMARIO 1 PREMESSA INTRODUZIONE NORMATIVA DI RIFERIMENTO TIPOLOGIA DEL SITO CARATTERIZZAZIONE DEL SITO CONTAMINATO Modello Concettuale Preliminare del sito ANALISI DI RISCHIO Manuale Operativo per la volatilizzazione Modello concettuale del sito Limiti di esposizione professionale Confronto con gli OELs Stima dei valori di concentrazione dei contaminanti per volatilizzazione da suolo profondo e falda INTERVENTI DI BONIFICA E DI MESSA IN SICUREZZA Progetto preliminare di bonifica Prove pilota Tecnologie di bonifica adottate PUMP&TREAT Monitoraggio idraulico ed idrochimico Dimensionamento per l azione di contenimento del plume Dimensionamento del sistema Dimensionamento del sistema di Pump&Treat Calcolo teorico del dimensionamento Problemi legati ai fenomeni di tailing e rebound Problemi legati alla zona di stagnazione FILTRO A CARBONI ATTIVI

4 9.1 Gestione dei rifiuti ENHANCED AEROBIC BIOREMEDIATION Verifica di applicabilità della tecnologia Dimensionamento Gestione dei rifiuti PIANO DI MONITORAGGIO VERIFICA DELL EFFICACIA DEL SISTEMA DI MESSA IN SICUREZZA OPERATIVA Andamento del livello della falda acquifera Pozzi interni al sito Pozzi esterni al sito Analisi chimiche delle acque sotterranee Pozzi interni al sito Pozzi esterni al sito Monitoraggio del sistema Pump&Treat Stima dei volumi di acqua trattati dal sistema P&T Analisi della qualità delle acque in ingresso/uscita dai filtri Principali indicatori della tecnologia Enhanced Aerobic Bioremediation Potenziale redox Ossigeno disciolto Temperatura Conducibilità elettrica ph Salinità Bilancio di massa Mobilità dei contaminanti Mobilità nel saturo Stima del tempo di bonifica

5 Stima del tempo di bonifica per la sola fase libera Stima del tempo di bonifica per la sola fase disciolta CONCLUSIONI APPENDICE A RINGRAZIAMENTI BIBLIOGRAFIA

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7 1 PREMESSA Il percorso di studio conseguito, ed in particolare l esame sostenuto con il professore M. Nocentini, Tecnologie di risanamento del suolo e del sottosuolo, ha permesso di avvicinarmi ed interessarmi al settore della bonifica di siti contaminati. L azienda Petroltecnica S.r.l. - Unità Operativa Ambiente di Rimini si è resa disponibile per un attività di tirocinio formativo, durante la quale ho messo in pratica gli insegnamenti acquisiti. Quest azienda si occupa infatti di bonifiche ambientali, del pronto intervento ambientale, di bonifiche e dismissioni industriali, di serbatoi interrati, del trattamento e dello smaltimento, nonché della gestione dei rifiuti, e del trattamento e della depurazione delle acque. Studiare ed affrontare problematiche reali è stato molto stimolante, quindi ringrazio sentitamente l azienda che ha reso possibile questa collaborazione. 6

8 2 INTRODUZIONE Il sito in esame è un deposito di oli minerali, ubicato nel Comune di Marsciano (PG), in cui è stata riscontrata una contaminazione da idrocarburi sia nel terreno sia nelle acque di falda. Nel gennaio 2004 veniva notificata alla ditta proprietaria dell area oggetto di indagine l Ordinanza del Comune di Marsciano, emessa a seguito del rapporto A.R.P.A., che ravvisava nell area deposito carburanti la probabile causa della presenza di idrocarburi, in concentrazione superiore a quella ammessa dal D.P.R. 236/88, nelle acque di un pozzo privato limitrofo. Nel luglio 2009 è stato avviato il sistema di messa in sicurezza operativa, che prevede l utilizzo delle tecnologie Pump&Treat (associato al filtro a carboni attivi) ed Enhanced Aerobic Bioremediation. Oltre a riportare la caratterizzazione del sito e le tecnologie utilizzate per la Messa in Sicurezza Operativa, si è approfondita l Analisi di Rischio, ed in particolare la parte relativa alla volatilizzazione delle sostanze inquinanti in ambienti aperti. 7

9 3 NORMATIVA DI RIFERIMENTO Il riferimento normativo per la bonifica dei siti contaminati, inizialmente costituito dal D.Lgs. 5 febbraio 1997, n.22 recante Attuazione delle direttive 91/156/CEE sui rifiuti pericolosi, e 94/62/CEE sugli imballaggi e sui rifiuti di imballaggio e successive modifiche e integrazioni, e dal D.M. 25 ottobre1999, n.471 Regolamento recante criteri, procedure e modalità per la messa in sicurezza, la bonifica e il ripristino ambientale dei siti inquinati, ai sensi dell articolo 17 del decreto legislativo 5 febbraio 1997, n.22, e successive modifiche e integrazioni, viene sostituito dal D.Lgs. 3 aprile 2006, n.152 Norme in materia ambientale, in accordo con il Comune di Perugia. Ai fini della valutazione dello stato di qualità del sottosuolo sono stati presi in considerazione per le sostanze scelte come contaminanti indice i valori di concentrazione soglia di contaminazione (CSC) nel suolo e nel sottosuolo, in funzione della specifica destinazione d uso del sito, così come indicato nell Allegato 1 al Titolo V della Parte Quarta del D.Lgs. 152/06 Criteri generali per l analisi di rischio sanitario ambientale sito-specifica ; in particolare la scelta delle sostanze indicatrici è stata basata sulla correlabilità alle attività svolte nel sito. Il sito in oggetto è un deposito di carburanti la cui destinazione d uso, in virtù dell attività attualmente svolta, è di tipo commerciale e industriale. Pertanto i risultati delle analisi chimiche eseguite sui terreni prelevati nel sottosuolo del punto vendita saranno confrontati con i valori delle concentrazioni soglia di contaminazione previsti dalla Colonna B, Tabella 1 dell Allegato 5, alla Parte Quarta, Titolo V, del D.Lgs. 152/06, riportati nella successiva tabella (Tabella 1): Parametro CSC - Siti ad uso Commerciale ed Industriale mg/kg ss Idrocarburi con C Idrocarburi con C> Benzene 2 Toluene 50 Stirene 50 Etilbenzene 50 8

10 Xileni 50 Piombo 1000 Benzo(a)antracene 10 Benzo(a)pirene 10 Benzo(b)fluorantene 10 Benzo(k)fluorantene 10 Benzo(g,h,i)perilene 10 Crisene 50 Dibenzo(a,h)pirene, Dibenzo(a,e)pirene, Dibenzo(a,i)pirene, Dibenzo(a,l)pirene 10 (per ciascun composto) Dibenzo(a,h)antracene 10 Indenopirene 5 Pirene 50 Tab. 1 - CSC nel suolo e nel sottosuolo Per le acque sotterranee il D.Lgs. 152/06 individua un unica categoria i cui valori limite sono riportati nella seguente Tabella 2: CSC Acque sotterranee Sostanza µg/l Idrocarburi totali (espressi come n-esano) 350 Benzene 1 Toluene 15 Etilbenzene 50 Xileni 10 Tab. 2 CSC nelle acque sotterranee Un ulteriore parametro che viene monitorato è l MtBE, il cui limite non è normato; tuttavia l Istituto Superiore di Sanità (ISS) ha redatto un elenco dei limiti delle sostanze non comprese nell Allegato 5 al Titolo V del D.Lgs. 152/06. 9

11 Suolo Uso verde Acque Uso commerciale Sostanza pubblico,privato sotterranee Data Protocollo e industriale e residenziale (µg/l) (mg/kg ss ) (mg/kg ss ) MtBE /02/ IA 12 Tab. 3 Limiti delle sostanze non comprese nell Allegato 5 al Titolo V D.Lgs. 152/06 (APAT) Per quanto riguarda lo scarico in pubblica fognatura delle acque di falda emunte e trattate dal sistema di messa in sicurezza operativa (Pump&Treat) installato presso il sito in oggetto, si considerano come valori limite quelli stabiliti dal D.Lgs. 152/06, riassunti in Tabella 4. Parametro Valori limite mg/l Idrocarburi Totali 10 composti organici aromatici 0,4 Tab. 4 Valori limite di concentrazione per lo scarico delle acque in pubblica fognatura Il successivo D.Lgs. 4/2008 Ulteriori disposizioni correttive e integrative del decreto legislativo 3 aprile 2006, n. 152, recante norme in materia ambientale prevede la definizione di punto di conformità per le acque sotterranee: il punto di conformità rappresenta il punto a valle idrogeologico della sorgente al quale deve essere garantito il ripristino dello stato originale (ecologico, chimico e/o quantitativo) del corpo idrico sotterraneo, onde consentire tutti i suoi usi potenziali. Pertanto, in attuazione del principio generale di precauzione, il punto di conformità deve essere di norma fissato non oltre i confini del sito contaminato oggetto di bonifica e la relativa CSR per ciascun contaminante deve essere fissata equivalente alla CSC di cui all Allegato 5 della parte quarta del suddetto decreto. 10

12 4 TIPOLOGIA DEL SITO Il deposito di prodotti petroliferi è situato nel Comune di Marsciano (PG), località Schiavo. Comprende una superficie complessiva di circa 5000 m 2 ed è ubicato ad una quota altimetrica di circa 190 m s.l.m., in una zona di pianura alluvionale, situata a circa 2 km di distanza in direzione ovest dal fiume Tevere. L attività svolta in sito è quella di deposito e distribuzione di prodotti petroliferi con stoccaggio provvisorio delle sostanze all interno di serbatoi interrati. Si riporta in seguito il dettaglio delle cisterne interrate in sito: n.1 serbatoio di gasolio agricolo da 100 m 3 ; n.1 serbatoio di gasolio agricolo da 50 m 3 ; n.1 serbatoio di gasolio agricolo da 30 m 3 ; n.1 serbatoio di gasolio agricolo da 10 m 3 ; n.1 serbatoio di gasolio da 100 m 3 ; n.1 serbatoio di gasolio da 70 m 3 ; n.3 serbatoi di benzina super senza piombo da 50 m 3 ; n.1 serbatoio di benzina super senza piombo da 15 m 3 ; n.1 serbatoio di kerosene da 30 m 3. L ubicazione dei serbatoi e delle relative linee di adduzione è riportata in Figura 3. 11

13 Fig. 1 Corografia dell area 12

14 Fig. 2 Stralcio del P.R.G. del Comune di Marsciano 13

15 Fig. 3 Planimetria del sito 14

16 Fig. 4 Planimetria del sito con ubicazione dei pozzi di monitoraggio 15

17 Fig. 5 Planimetria dell area con ubicazione dei pozzi privati circostanti il sito 16

18 5 CARATTERIZZAZIONE DEL SITO CONTAMINATO La caratterizzazione ambientale di un sito è identificabile con l insieme delle attività che permettono di ricostruire i fenomeni di contaminazione a carico delle matrici ambientali, in modo da ottenere le informazioni di base su cui prendere le decisioni realizzabili e sostenibili per la messa in sicurezza e/o bonifica del sito. Per caratterizzazione dei siti contaminati si intende quindi l intero processo costituito dalle seguenti fasi: 1. Ricostruzione storica delle attività produttive svolte sul sito; 2. Elaborazione del Modello Concettuale Preliminare del sito e predisposizione di un piano di indagini ambientali finalizzato alla definizione dello stato ambientale del suolo, del sottosuolo e delle acque sotterranee; 3. Esecuzione del piano di indagini e delle eventuali indagini integrative necessarie alla luce dei primi risultati raccolti; 4. Elaborazione dei risultati delle indagini eseguite e dei dati storici raccolti e rappresentazione dello stato di contaminazione del suolo, del sottosuolo e delle acque sotterranee; 5. Elaborazione del Modello Concettuale Definitivo; 6. Identificazione dei livelli di concentrazione residua accettabili, sui quali impostare gli eventuali interventi di messa in sicurezza e/o bonifica. 5.1 Modello Concettuale Preliminare del sito Il Modello Concettuale Preliminare del sito è alla base della definizione degli obiettivi di bonifica e della progettazione preliminare. Con questo modello vengono descritte le caratteristiche specifiche del sito in termini di caratteristiche dominanti dell ambiente con cui il sito interagisce, fonti e caratteristiche della contaminazione, estensione della contaminazione nelle diverse componenti ambientali e percorsi di migrazione della contaminazione in relazione ai recettori ambientali ed antropici. Caratteristiche dominanti dell ambiente con cui il sito interagisce È stata ricostruita la stratigrafia del sottosuolo attraversato, fino alla massima profondità indagata (15,0 m dal piano campagna). La geologia media del sito può essere così schematizzata: 17

19 da 0,0 m a 1,5 m: terreni di riporto costituiti da sabbia, ghiaia e ciottoli; da 1,5 m a 7,0/9,7 m: alternanza di livelli di argilla limosa, limo argilloso e sabbia limosa; da 7,0/9,7 m a 11,7/13,5 m: ghiaia sabbiosa debolmente limosa; da 11,7/13,5 m a 15 m: argilla debolmente limosa. Si riporta a titolo rappresentativo l analisi del log stratigrafico eseguito in corrispondenza del sondaggio PM-8 (Fig. 6). Nel sottosuolo del sito è stata rilevata la presenza di una falda idrica superficiale ad una profondità media di circa 8,3 m dal piano campagna. La direzione locale di deflusso è SudOvest-NordEst (Figura 7). Nell area in esame sono presenti alcuni pozzi ad uso domestico nell intorno del deposito ed un pozzo utilizzato all interno del deposito stesso. Rilievo piezometrico Allo scopo di ricostruire l andamento della superficie piezometrica delle acque di falda, si effettuano, in tutti i pozzi realizzati (PM-1 PM-9 e PB), i rilievi piezometrici in condizioni statiche. Le misurazioni sono state eseguite con una sonda di interfaccia in grado di rilevare, con la precisione di 1 mm, eventuali spessori di prodotto surnatante. L elaborazione dei dati ottenuti ha determinato un gradiente idraulico medio pari a circa 0,9%. 18

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21 Fig. 6 Log di perforazione del sondaggio PM-8 20

22 Fig. 7 Carta della piezometria in condizioni statiche (settembre 2006) 21

23 Fonti della contaminazione e caratteristiche delle sostanze contaminanti Inizialmente dai dati raccolti nel corso delle indagini geognostiche era stata riscontrata la presenza di composti idrocarburici adsorbiti nel terreno in corrispondenza dei sondaggi denominati S1, S2, S3 ed S4 e disciolti nelle acque di falda idrica superficiale in corrispondenza dei sondaggi S2 ed S3 attrezzati con piezometro, con concentrazioni superiori ai limiti del D.M. 471/99 (Tabelle 5, 6, 7, 8, 9; sono evidenziate in giallo le concentrazioni superiori al valore limite). In ottobre 2003 era stata inoltre rilevata la presenza di idrocarburi, sebbene con concentrazioni modeste, all interno di un pozzo privato situato a ovest del deposito, a circa m di distanza dal parco serbatoi del deposito. Poiché secondo le verifiche effettuate dalla Committente non si erano verificati cali significativi di prodotto e tutte le infrastrutture precedentemente testate risultavano a tenuta (vetrificazioni eseguite su tutte le cisterne interrate nel 2004 con relativa certificazione e garanzia della durata di 10 anni), si suppose che la presenza di idrocarburi nel sottosuolo fosse imputabile ad eventi accidentali o episodi di stillicidio avvenuti nel deposito o nelle immediate vicinanze, escludendo l esistenza di sorgenti di contaminazione primaria attive all interno del parco serbatoi. Quindi considerando la distribuzione degli idrocarburi adsorbiti nel terreno osservata nel sondaggio S1, con la presenza di tracce a partire dalla profondità di 1 m dal piano campagna, si ipotizzò che in tale zona si potesse collocare la sorgente della contaminazione. 22

24 Tab. 5 Analisi di laboratorio effettuate nel 2005 su campioni di terreno (S1) Tab. 6 Analisi di laboratorio effettuate nel 2005 su campioni di terreno (S2) 23

25 Tab. 7 Analisi di laboratorio effettuate nel 2005 su campioni di terreno (S3) 24

26 Tab. 8 Analisi di laboratorio effettuate nel 2005 su campioni di terreno (S4) Tab. 9 Analisi di laboratorio effettuate nel 2005 su campioni di acqua (S2 ed S3) 25

27 6 ANALISI DI RISCHIO La valutazione del rischio può essere definita come la stima delle conseguenze sulla salute umana e sull ambiente di un evento potenzialmente dannoso, in termini di probabilità che le stesse conseguenze si verifichino. La valutazione del rischio, o analisi di rischio, connessa ad un sito inquinato, è al momento una delle procedure più avanzate per la valutazione del grado di contaminazione di un area e per la definizione delle priorità e modalità di intervento nel sito stesso. Quindi l applicazione dell Analisi di Rischio in siti contaminati è un approccio fondamentale per determinare la necessità di intervento e gli obiettivi di bonifica. Il documento di riferimento, a livello nazionale, per l applicazione dell analisi di rischio è il manuale Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, elaborato dal gruppo APAT (ora ISPRA). Obiettivo generale dell analisi di rischio è la valutazione del rischio per gli organismi umani e gli ecosistemi associato al rilascio e alla presenza nell ambiente di agenti fisici (radiazioni) o chimici (sostanze tossiche e/o cancerogene): Human Health Risk Assessment ed Ecological Risk Assessment. In genere fino ad oggi è stato applicato solo il primo (analisi di rischio sanitario). Esistono due metodologie per l analisi di rischio: 1) modo diretto (forward): dato un sito contaminato, si valuta il rischio per la popolazione o gli ecosistemi che possono risultare esposti a tale contaminazione. È un criterio per valutare se in un sito è necessaria un azione di bonifica; 2) modo inverso (backward): fissata una soglia di rischio (sanitario/ecologico) considerata accettabile, procedendo a ritroso si valuta a quali concentrazioni nel terreno o in falda corrisponde, nel sito specifico in esame, tale soglia complessiva di rischio: è quindi un criterio per fissare gli obiettivi di bonifica. Come definizione generale di rischio si assume che il rischio sia una funzione di due parametri: la magnitudo del rischio (M) e la frequenza di accadimento dell evento dannoso (F). Rischio = f (M, F) Nell ambito della valutazione del rischio associato alla contaminazione dei siti, si può definire il rischio chimico come la probabilità che l esposizione ad una data dose di 26

28 composto chimico provochi danno alle persone. In questo caso il rischio è funzione dell esposizione (o dose) e della pericolosità dell agente chimico. Rischio chimico = f (Esposizione, Pericolosità) La modalità di quantificazione dell esposizione, della pericolosità e della funzione f dipendono dal tipo di sostanza (tossica o cancerogena). L analisi di rischio si articola in quattro fasi: I. caratterizzazione del sito, identificazione dei contaminanti di interesse (COCs), costruzione del modello concettuale del sito; II. valutazione tossicologica (quantificazione della pericolosità dei COCs); III. valutazione dell esposizione (mg/kg peso corporeo /d assunti dai vari soggetti bersaglio identificati); IV. valutazione del rischio complessivo a cui è esposto ognuno dei bersagli identificati R = (R i ) estesa ai vari COCs R i = f (esposizione, pericolosità) i Per quanto riguarda la fase di caratterizzazione del sito, un passaggio fondamentale è la costruzione del modello concettuale del sito, che è una rappresentazione integrata e semplificata del contesto fisico ed ambientale, dei potenziali percorsi di esposizione ad un COC, e della distribuzione delle concentrazioni all interno del sito. Prevede la definizione delle sorgenti, dei percorsi di migrazione, delle vie di esposizione e dei recettori. Si vuole ottenere una quantificazione di tutti i parametri ambientali e chimico-fisici che governano la migrazione dei contaminanti nell ambiente ed i loro processi di trasformazione. Fig. 8 Liste di riferimento per la costruzione del modello concettuale del sito 27

29 La sorgente di contaminazione si differenzia in sorgente primaria e secondaria. La prima è rappresentata dall elemento che è causa di inquinamento (es. accumulo di rifiuti, sversamento accidentale,..); quella secondaria è identificata con il comparto ambientale oggetto di contaminazione (suolo, acqua, aria). La sorgente secondaria può trovarsi in due comparti ambientali, ovvero: zona insatura, a sua volta classificabile come suolo superficiale, compreso tra 0 ed 1 m di profondità dal piano campagna, e suolo profondo, con profondità maggiori di 1 m dal piano campagna; zona satura, o acqua sotterranea. In accordo agli standard di riferimento, la procedura di analisi di rischio va applicata riferendosi esclusivamente alla sorgente secondaria di contaminazione. Nel caso in esame, poiché la sorgente secondaria di contaminazione è rappresentata sia da terreno profondo sia dalla falda (plume in soluzione), i percorsi di migrazione dei contaminanti possono essere: o volatilizzazione; o dispersione outdoor; o dispersione indoor; o lisciviazione; o trasporto in falda. Fig. 9 Meccanismi di migrazione dei DNAPL 28

30 Tramite il sistema di contenimento del Pump&Treat adottato in sito, può essere escluso il trasporto in falda come percorso di migrazione dei contaminanti perché questa tecnologia garantisce l interruzione della migrazione a valle del pennacchio inquinante. Rimane quindi da verificare il rischio associato all inalazione di vapori e polveri, in ambienti aperti e confinati nel sito di bonifica. 6.1 Manuale Operativo per la volatilizzazione L intrusione di vapori è la migrazione di sostanze volatili dal sottosuolo in ambienti aperti o confinati. Le sostanze chimiche volatili presenti nel suolo insaturo o nelle acque sotterranee possono infatti migrare attraverso il suolo insaturo stesso e raggiungere gli ambienti sovrastanti alterando la qualità dell aria outdoor e/o indoor. In particolare per gli ambienti confinati, in casi estremi, i vapori possono accumularsi raggiungendo livelli di concentrazione tali da comportare rischi immediati per la sicurezza (es. esplosioni), rischi acuti per la salute umana (es. intossicazioni) o problemi organolettici (es. cattivi odori). Più comunemente, però, i livelli di concentrazione riscontrati negli ambienti indoor/outdoor sono tali da corrispondere a un rischio per la salute umana di tipo cronico, dovuto quindi ad un esposizione a lungo termine. La volatilizzazione da suolo o dalle acque sotterranee in ambienti aperti è generalmente di minor rilevanza rispetto alla volatilizzazione in ambienti confinati. L aria outdoor può comunque risultare una fonte di esposizione significativa nei siti in cui non vi è esposizione in ambienti confinati ed in particolare per i lavoratori che effettuano attività di scavo o comunque di movimentazione del terreno, oppure durante le attività di bonifica di siti contaminati. Come riportato nel manuale APAT, nel caso di attivazione dei percorsi di esposizione di inalazione indoor/outdoor di vapori e/o polveri, dall esame delle esperienze maturate nel settore sia a livello nazionale che internazionale, è emerso che la procedura di analisi di rischio (AdR) fornisce degli output estremamente conservativi, soprattutto per quanto riguarda l esposizione indoor. Quanto detto è essenzialmente legato alle equazioni utilizzate per il calcolo dei corrispondenti fattori di trasporto. 29

31 Si riportano quindi i criteri operativi per effettuare una valutazione del rischio associato all esposizione e inalazione di vapori e/o polveri in ambienti aperti e/o confinati. Costruzione del Modello Concettuale del sito e verifica delle linee di evidenza che individuano una potenziale esposizione per inalazione di vapori e/o polveri in ambienti aperti e confinati Verifica del superamento delle Concentrazioni Soglia di Contaminazione (CSC) per le matrici suolo e acque sotterranee In caso di superamento delle CSC, sulla base del contesto normativo di riferimento per l applicazione dell analisi di rischio, calcolo del rischio in modalità diretta (D.M. 471/99) o degli obiettivi di bonifica sito-specifici (Concentrazioni Soglia di Rischio, CSR) per le matrici suolo e acque sotterranee (D.Lgs. 152/06) Se non vi è superamento dei livelli di rischio tollerabili (per le sostanze cancerogene e/o non cancerogene) o delle CSR non vi è necessità di alcun intervento. Se vi è superamento dei livelli di rischio tollerabili o delle CSR, il soggetto responsabile delle attività può: decidere di intervenire direttamente sulle matrici suolo e acque sotterranee e chiudere la procedura; verificare le criticità riscontrate mediante misure dirette dell aria (indoor e/o outdoor) o del soil-gas. Se il soggetto responsabile delle attività di bonifica, a seguito del superamento dei livelli di rischio o di CSR in relazione al percorso di inalazione indoor/outdoor decide di effettuare campagne di indagine diretta, può selezionare una o entrambe le opzioni: a) Misure di concentrazione su campioni di aria outdoor/indoor. Dopo aver verificato l eventuale esistenza di valori di fondo di sostanze inquinanti in aria non correlabili alla contaminazione presente nelle matrici suolo e acque sotterranee, le concentrazioni misurate nell aria indoor/outdoor vengono confrontate con le CSC(aria). Se le prime risultano inferiori alle seconde allora non è necessario procedere, altrimenti è necessario intervenire a mezzo di bonifica o di messa in sicurezza del sito. b) Misure di concentrazione su campioni di soil-gas (naturalmente tale opzione è applicabile solo nel caso in cui sia possibile trascurare il rischio da inalazione di polveri). In tal caso, le concentrazioni misurate nel soil-gas 30

32 vengono confrontate, come primo screening, con le CSC(aria). Se le prime risultano inferiori alle seconde allora non è necessario alcun intervento. Qualora le concentrazioni misurate nel soil-gas superino i valori di CSC(aria), il proponente potrà operare il confronto con le CSC(soil-gas), calcolate applicando l approccio sito-generico. Se le prime risultano inferiori alle seconde allora non è necessario procedere ad interventi, altrimenti è necessario intervenire a mezzo di bonifica o di messa in sicurezza del sito o, in alternativa, procedere al calcolo del fattore di attenuazione sito-specifico o al calcolo del rischio in modalità diretta a partire dalle concentrazioni misurate nel soil-gas. Fig. 10 Diagramma di flusso generale della procedura Nel caso di siti industriali/commerciali con attività in esercizio, così come definiti all art.240, comma 1, lett. n) del D.Lgs. 152/06 e s.m.i., quindi oggetto di interventi di messa in sicurezza operativa (MISO), possono essere utilizzati, ai fini del confronto con le concentrazioni misurate in aria, i limiti di esposizione professionale. 31

33 6.1.1 Modello concettuale del sito La ricostruzione del mondo reale (naturale e antropico), dei suoi elementi e delle interazioni tra di essi, tramite strumenti matematici, prende il nome di modellizzazione. Tale astrazione permette, partendo da una geometria reale e quindi complessa, di dare vita ad uno schema fisico teorico semplificato. Nell ambito della analisi di rischio sanitario (AdR) connesso alla contaminazione di un sito, il primo fondamentale ed indispensabile passo da compiere è l individuazione del Modello Concettuale del Sito (MCS). La sua definizione comprende essenzialmente la ricostruzione dei caratteri delle tre componenti principali che costituiscono l analisi di rischio: sorgente, trasporto, bersaglio. 1. Geometria e proprietà fisico-chimiche della sorgente di contaminazione Il sito in oggetto è un deposito di prodotti petroliferi per autotrazione attivo. Le potenziali fonti di contaminazione (sorgente primaria) sono: serbatoi e linee interrate di adduzione carburanti; attività specifiche di movimentazione dei prodotti petroliferi (carico delle cisterne, rifornimento agli autoveicoli, ecc.); condotte fognarie e pozzetti di raccolta delle acque di dilavamento del piazzale. Le campagne di indagine ambientale effettuate nell area hanno rilevato contaminazione da prodotti petroliferi per autotrazione nel sottosuolo. La contaminazione ha interessato sia la matrice ambientale solida che quella liquida. Si considerano come sorgente secondaria la presenza di prodotti petroliferi adsorbiti ai terreni nell intorno del parco serbatoi nel sottosuolo dell area di servizio e la presenza di idrocarburi disciolti nelle acque. Al fine di delimitare la sorgente, si considera l insieme di tutti i poligoni (nel caso di campionamento ragionato) o di tutte le celle (nel caso di campionamento sistematico) per cui c è stato il superamento delle CSC per almeno un contaminante e che hanno continuità spaziale. L indagine idrogeologica ha consentito di definire l estensione della contaminazione nelle due matrici del sottosuolo, suolo profondo e falda (vedi Figure 11 e 12). Il fenomeno di volatilizzazione di vapori, indoor e outdoor, può coinvolgere un singolo comparto o tutti e tre i comparti (suolo superficiale, suolo profondo, falda) simultaneamente. In tal caso la volatilizzazione è legata alla presenza di specie chimiche volatili. Nel caso in esame i contaminanti che vengono monitorati sono: Idrocarburi totali (C 12, C > 12); BTEX (Benzene, Toluene, Etilbenzene, Xileni); 32

34 MTBE; Piombo; IPA (Idrocarburi policiclici aromatici). Per gli idrocarburi totali, all interno della Banca Dati ISS-ISPESL, si fa riferimento ad una diversa classificazione che prevede la suddivisone degli idrocarburi in due classi, alifatici ed aromatici, e, per ciascuna di esse, un ulteriore suddivisione in sottoclassi. Per lavorare nella situazione più cautelativa si sono prese in considerazione le classi degli alifatici e degli aromatici più leggeri, cioè quelli caratterizzati da un valore della costante di Henry maggiore, quindi gli alifatici C9-C18 e gli aromatici C9-C10. contaminanti Numero CAS Peso Molecolare [g/mole] Solubilità [mg/litro] Pressione di vapore [mm Hg] Costante di Henry [adim.] Koc/Kd [ml/g] log Kow [adim.] Alifatici C9-C18-170,00 0,01 0,11 69,00 6,80E+05 - Aromatici C9-C10-120,00 51,00 2,20 0,33 1,78E+03 - Benzene , ,30 0, ,13 Toluene , ,00 0, ,75 Etilbenzene , ,00 0, ,14 p-xilene , ,78 0, ,13 MtBE , ,00 0, ,24 Piombo , ,28E Aromatici policiclici Benzo(a)antracene ,30 0,0094 4,55E-06 1,37E-04 3,58E+05 5,70 Benzo(a)pirene ,30 0, ,68E-04 4,63E-05 9,69E+05 6,11 Benzo(b)fluorantene ,30 0,0015 6,67E-07 4,55E-03 1,23E+06 6,20 Benzo(g,h,i)perilene ,30 0,0007 1,69E-07 3,00E-05 1,60E+06 6,51 Benzo(k)fluorantene ,30 0,0008 3,09E-08 3,45E-05 1,23E+06 6,20 Crisene ,30 0,0016 8,03E-07 3,88E-03 3,98E+05 5,70 Dibenzo(a,e)pirene ,40 0, ,87E-10 3,08E-06 1,66E+06 6,75 Dibenzo(a,h)pirene ,40 0, ,87E-10 3,08E-06 1,66E+06 6,75 Dibenzo(a,i)pirene ,40 0, ,87E-10 3,08E-06 1,66E+06 6,75 Dibenzo(a,l)pirene ,40 0, ,87E-10 3,08E-06 1,66E+06 6,75 Dibenzopireni - 278,40 0, ,87E-10 3,08E-06 1,66E+06 6,75 Dibenzo(a,h)antracene ,40 0, ,87E-10 6,03E-07 1,79E+06 6,69 Indenopirene ,30 0, ,00E-09 6,56E-05 3,47E+06 6,65 Pirene ,30 0,135 8,39E-05 4,51E-04 6,80E+04 5,11 Tab. 10 Caratteristiche dei contaminanti monitorati Si può osservare dalla tabella precedente che tanto più il coefficiente di ripartizione carbonio organico - acqua (k oc ) è basso, tanto più la sostanza è mobile. Infatti il k oc rappresenta quanto il contaminante tende ad adsorbirsi, a legarsi al terreno. 33

35 Fig. 11 Distribuzione della contaminazione adsorbita nei terreni 34

36 Fig. 12 Distribuzione della contaminazione disciolta nelle acque sotterranee (settembre 2006) 35

37 2. Vie di migrazione La diffusione della contaminazione dalla sorgente secondaria ad eventuali bersagli può avvenire attraverso i seguenti meccanismi di rilascio: rilascio della frazione idrosolubile degli idrocarburi nelle acque sotterranee e successiva migrazione verso corpi idrici superficiali; rilascio della frazione volatile per fenomeni di volatilizzazione nella zona insatura degli idrocarburi presenti nelle acque sotterranee e nel terreno saturo. Per quanto riguarda il rilascio della frazione organica idrosolubile, sono stati individuati due meccanismi principali: 1) lisciviazione: il fenomeno di rilascio è causato dalle acque meteoriche che, infiltrandosi nel terreno, attraversano lo strato contenente la contaminazione, si caricano della parte idrosolubile degli idrocarburi presenti e li trasportano nell acquifero superficiale; 2) rilascio per contatto diretto: a causa della fluttuazione della superficie piezometrica, lo strato contaminato si trova talvolta a contatto diretto con l acqua della falda superficiale, determinando un rilascio della frazione idrosolubile degli idrocarburi. Sulla base delle caratteristiche stratigrafiche ed idrogeologiche del sito, si ritiene che il principale percorso di diffusione della contaminazione attivo sia costituito dal potenziale trasporto a valle del sito degli idrocarburi disciolti nelle acque sotterranee legato al naturale deflusso della falda e ai meccanismi di diffusione molecolare da zone ad alta concentrazione verso zone a bassa concentrazione. Tramite il sistema di contenimento del Pump&Treat adottato in sito, può essere escluso il trasporto in falda come percorso di migrazione dei contaminanti perché questa tecnologia garantisce l interruzione della migrazione a valle del pennacchio inquinante. Perciò i meccanismi di trasporto di vapori sono la volatilizzazione, la percolazione e la diluizione in falda, il trasporto e la dispersione in falda, che comportano una dispersione in aria (outdoor) e un accumulo in ambienti confinati (indoor). 3. Bersagli della contaminazione Il rischio di inalazione di vapori in ambienti aperti e confinati si può presentare sia on-site, ossia in corrispondenza della sorgente di contaminazione, sia off-site, nel caso di contaminazione della falda idrica a valle idrogeologica della sorgente stessa. 36

38 Il documento [British Columbia, 2009] suggerisce di limitare l area di indagine su suoli e/o falde acquifere compresi in un raggio di 30 m dalla sorgente di contaminazione. Il rischio di inalazione si presenta nel caso in cui siano presenti edifici a scopo residenziale, commerciale o industriale. Il documento [USEPA, 2002] suggerisce di porre particolare attenzione agli edifici compresi, lateralmente e/o verticalmente, nel raggio di 30 m dalla sorgente di contaminazione. Per sostanze biodegradabili (es: BTEX) la distanza può essere ridotta a 10 m. Il rischio di inalazione di polveri in ambienti aperti e confinati è da considerarsi solo nel caso in cui il bersaglio sia presente in corrispondenza della sorgente di contaminazione Limiti di esposizione professionale Nel caso in cui gli interventi previsti sul sito riguardano una messa in sicurezza operativa (MISO), è possibile gestire il rischio da inalazione di vapori e polveri seguendo una procedura semplificativa. Secondo l art. 240 del D.Lgs. 152/06 e s.m.i., la messa in sicurezza operativa rappresenta l insieme degli interventi eseguiti in un sito con attività in esercizio atti a garantire un adeguato livello di sicurezza per le persone e per l ambiente, in attesa di ulteriori interventi di messa in sicurezza permanente o bonifica da realizzarsi alla cessazione dell attività. Considerando lo stato di transitorietà e dunque la durata limitata dell esposizione, si ritiene che in tal caso si possano ragionevolmente utilizzare i limiti di esposizione professionale (Occupational Exposure Limits OELs) come limiti di concentrazione da porre a confronto con i dati ottenuti dai campionamenti. Il limite di esposizione professionale rappresenta il livello di esposizione di riferimento con cui confrontare i valori di concentrazione di esposizione personale misurati all interno degli ambienti di lavoro. Tali valori limite indicano i livelli di esposizione superati i quali occorre adottare delle misure correttive, ai fini della salvaguardia della salute e della sicurezza dei lavoratori. Il valore limite di esposizione è quantitativamente determinato. A livello europeo esistono numerose liste di valori limite; in Italia si fa riferimento al D.Lgs. 81/2008 Testo unico in materia di salute e sicurezza nei luoghi di lavoro e 37

39 s.m.i. (D.Lgs. 106/2009), e per gli agenti non compresi negli allegati di tali decreti si fa riferimento generalmente ai TLVs dell ACGIH (American Conference of Governamental Industrial Hygienists). I valori limite di esposizione professionale non derivano da stime quantitative del rischio a differenti livelli di esposizione, ma sono basati su valutazioni tossicologiche, normative e modalità di applicazione differenti. Nel caso in esame le specie chimiche da monitorare per la volatilizzazione sono: o Aromatici (Benzene, Toluene, Etilbenzene, Xileni); o Idrocarburi (espressi come n-esano); o MtBE. Non si sono considerati i contaminanti IPA ed il piombo poiché dalle analisi effettuate le concentrazioni erano tutte al di sotto del limite mormativo. Si riporta di seguito la tabella con i valori limite di esposizione professionale relativi a ciascuna specie chimica, valori reperibili nell Allegato XXXVIII (riferito genericamente agli agenti chimici) e nell Allegato XLIII (riferito specificatamente agli agenti cancerogeni e mutageni) del D.Lgs. 81/2008. Il valore limite riferito all MtBE, sostanza non compresa tra gli agenti presenti negli allegati del D.Lgs. 81/2008, fa riferimento alla lista European Union. I valori OELs sono misurati e calcolati rispetto ad un periodo di riferimento di 8 ore, come media ponderata. SPECIE CHIMICA Numero CAS Valori limite di esposizione professionale (mg/m 3 ) Aromatici Benzene ,25 Toluene Etilbenzene Xileni Idrocarburi n-esano Altre sostanze MtBE ,5 Tab. 11 Valori limite di esposizione professionale 38

40 Da uno studio effettuato è emerso che, dal confronto tra i valori TLV e CSC(aria), i TLV risultano molto meno conservativi rispetto alle CSC(aria), le quali risultano inferiori ai limiti di esposizione professionale; le differenze maggiori sono riferibili alle sostanze cancerogene (es. benzene) Confronto con gli OELs Per procedere con la valutazione del rischio bisogna confrontare i dati ottenuti dai campionamenti indoor/outdoor con i limiti di esposizione professionale (OELs). Il personale dell azienda Petroltecnica S.p.A. ha effettuato le misurazioni delle sostanze organiche volatili (COV) tramite fotoionizzatore portatile (PID). I rilievi periodicamente effettuati in corrispondenza degli impianti elettrici e fognari, dell impianto di messa a terra, dei tombini di raccolta delle acque non hanno evidenziato la presenza di valori significativi di vapori organici. Allo scopo di valutazione aggiuntiva per un ipotetica dismissione futura degli impianti per uno studio di impatto in aria, si è proceduto con il calcolo della stima dei valori di concentrazione dovuti alla volatilizzazione dei contaminanti presenti nel suolo profondo ed in falda Stima dei valori di concentrazione dei contaminanti per volatilizzazione da suolo profondo e falda Sorgente di contaminazione Per sorgente secondaria di contaminazione si intende il volume di suolo o sottosuolo interessato dalla presenza di contaminanti in concentrazione superiore ai valori di riferimento indicati dalla normativa vigente, in funzione della destinazione d uso del sito. Ai fini dell applicazione della procedura di analisi di rischio, tale volume deve essere schematizzato come un parallelepipedo. Il criterio da seguire per la definizione dell estensione superficiale (lunghezza e larghezza) della sorgente fa riferimento ad un campionamento effettuato secondo una disposizione a griglia. Tale estensione superficiale è individuata dall area delimitata 39

41 dalle maglie più esterne contenenti almeno un punto di campionamento con concentrazione di almeno un contaminante superiore ai valori di riferimento indicati dalla normativa vigente. Il criterio da seguire per la definizione dell estensione verticale (spessore) della sorgente consiste nel porre tale estensione pari alla differenza tra la minima e massima quota, rispetto al piano campagna, alla quale è stata riscontrata concentrazione di almeno un contaminante superiore ai valori di riferimento indicati dalla normativa vigente o ai limiti proposti da ISS. Nel caso in esame si è ipotizzato, sulla base delle analisi stratigrafiche, un terreno di tipo medio sabbioso (Sandy Loam o SL). La profondità media della falda è stata stimata a 8,3 m dal piano campagna ed il terreno impermeabile a 15 m dal piano campagna (massima profondità indagata). Dalle analisi chimiche effettuate sui campioni di terreno e delle acque sotterranee è stato possibile risalire alla profondità minima di contaminazione ed è risultata essere pari a 4 m dal piano campagna, che verrà considerata il top della sorgente ai fini della volatilizzazione. Si riportano di seguito i parametri relativi alla geometria della zona insatura di suolo, della zona satura di suolo e della sorgente di contaminazione (in zona insatura ed in zona satura). Geometria zona insatura di suolo L GW (m): distanza tra il piano campagna e la superficie piezometrica dell acquifero. È il livello piezometrico dell acquifero. L GW = 8,3 m; h cap (m): spessore frangia capillare [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]. h cap = 0,25 m; h v (m): spessore zona insatura. h v = L GW h cap = 8,05 m; d (m): spessore suolo superficiale. d = 1 m. Geometria zona satura di suolo d a (m): spessore acquifero. È la distanza tra la quota piezometrica (s.l.m.) e la quota dello strato impermeabile (s.l.m.). d a = 15 8,3 = 6,7 m. 40

42 Geometria della sorgente di contaminazione in zona insatura In particolare, si fa riferimento all estensione della sorgente rispetto alla direzione del flusso di falda e alla direzione principale del vento. Nel caso in esame si sono considerate la direzione locale di deflusso SudOvest-NordEst e la direzione principale del vento NordEst (diagramma anemologico successivo). W (m): estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del flusso di falda, coincide con la massima estensione di suolo insaturo contaminato. W = 70 m; S w (m): estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del flusso di falda. S w = 38 m; W (m): estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del vento, coincide con la massima estensione di suolo insaturo contaminato. W = 70 m; S w (m): estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del vento. S w = 38 m; L s (m): profondità del top della sorgente rispetto al piano campagna. L s = 4 m; L f (m): profondità della base della sorgente rispetto al piano campagna. L f = L GW = 8,3 m; d (m): spessore della sorgente nel suolo superficiale. d = 0 m; d s (m): spessore della sorgente nel suolo profondo. d s = L f L s = 4,3 m; L F (m): soggiacenza acquifero rispetto al top della sorgente. L F = L GW L s = 4,3 m; A (m 2 ): area della sorgente rispetto alla direzione del flusso di falda. A = WxS w = 70x38 = 2660 m 2 ; A (m 2 ): area della sorgente rispetto alla direzione principale del vento. A = W xs w = 70x38 = 2660 m 2. 41

43 Fig. 13 Diagramma anemologico (Rete Sinottica Perugia) DATA vento medio num. Dati , , , , Tab. 12 Serie temporali vento medio (Rete UCEA-RAN Marsciano) 42

44 Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura La definizione della geometria della sorgente in zona satura viene effettuata sulla base delle risultanze analitiche relative alle acque sotterranee campionate nei piezometri realizzati nel sito. La sorgente viene individuata attraverso la massima estensione del plume di contaminazione in falda determinato a partire dai punti di campionamento delle acque che superano i valori di riferimento indicati dalla normativa vigente. W (m): estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del flusso di falda. W = 63 m; S w (m): estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del flusso di falda. S w = 29 m; A (m 2 ): area della sorgente rispetto alla direzione del flusso di falda. A = WxS w = 63x29 = 1827 m 2 ; δ gw (m): spessore zona di miscelazione; è la distanza tra la superficie piezometrica e il punto più basso della falda con C > CSC; W (m): estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del vento. W = 63 m; S w (m): estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del vento. S w = 29 m; A (m 2 ): area della sorgente rispetto alla direzione principale del vento. A = W xs w = 63x29 = 1827 m 2. Il punto di criticità principale in questo tipo di analisi e dunque la scelta dei campioni è l utilizzazione di algoritmi tali da arrivare a valori che risultino rappresentativi e scientificamente attendibili. L applicazione dell analisi di rischio richiede l individuazione di un unico valore di concentrazione rappresentativa in corrispondenza ad ogni sorgente secondaria di contaminazione (suolo superficiale, suolo profondo e falda). Poiché l ampiezza del data-set è ridotta, ovvero per ogni data-set (suolo superficiale, suolo profondo, falda) il numero di dati a disposizione è inferiore a 10, in accordo con il principio di massima conservatività, si pone la concentrazione rappresentativa alla sorgente coincidente con il valore di concentrazione massimo analiticamente determinato (Crs = Cmax). 43

45 Concentrazione rappresentativa suolo profondo Contaminante Concentrazione (mg/kg SS ) Idrocarburi totali 4693 Benzene 64 Toluene 367 Etilbenzene 154 p-xilene 472 MtBE 0,6 Concentrazione rappresentativa acquifero Contaminante Concentrazione (µg/l) Idrocarburi totali Benzene Toluene Etilbenzene 3788 p-xilene MtBE Comparti ambientali Per il calcolo dei fattori di trasporto e, quindi, per stimare la concentrazione della specie chimica in corrispondenza del bersaglio, nota quella alla sorgente, è indispensabile determinare le caratteristiche fisiche dei comparti ambientali coinvolti: suolo insaturo (superficiale e profondo), suolo saturo, aria outdoor ed aria indoor. Ai fini dell elaborazione dell analisi di rischio ai sensi del D.Lgs. 152/06, occorre individuare tutti i parametri sito-specifici. Il miglior criterio per l individuazione dei parametri del sito è quello di effettuare misure dirette. Nel caso in cui queste non siano disponibili, si possono utilizzare, se disponibili, dati storici derivanti da bibliografia 44

46 relativa a studi precedentemente condotti sull area in esame, oppure, in assenza di dati storici, vanno applicati i criteri di stima indiretta. Si riportano di seguito i parametri del terreno in zona insatura, in zona satura ed i parametri degli ambienti aperti. Parametri del terreno zona insatura ρ s (g/cm 3 ): densità del suolo. ρ s = 1,7 g/cm 3 ; φ tot (adim.): porosità totale. φ tot = 0,41 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; φ w (adim.): contenuto volumetrico d acqua. φ w = 0,2 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; φ a (adim.): contenuto volumetrico d aria. φ a = φ tot φ w = 0,41 0,2 = 0,21; φ a,cap (adim.): contenuto volumetrico d aria nella frangia capillare. φ a,cap = 0,057 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; φ w,cap (adim.): contenuto volumetrico di acqua nella frangia capillare. φ w,cap = 0,288 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; f oc (adim.): frazione di carbonio organico. f oc = 0,01 (da default); K (cm/d): conducibilità idraulica. K = 5,51x10-6 m/s = 47,6 cm/d. Parametri del terreno zona satura v (cm/anno): velocità di Darcy. v = K x i = 17374x0,009 = 156,4 cm/anno; v e (cm/anno): velocità effettiva dell acqua. v e =v/φ e = 453,3 cm/anno; K (cm/anno): conducibilità idraulica. K = cm/anno; i (adim.): gradiente idraulico. i = 0,009; φ tot (adim.): porosità totale. φ tot = 0,41 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; φ e (adim.): porosità effettiva. φ e = 0,345 [doc. APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Tab ]; 45

47 f oc (adim.): frazione di carbonio organico. f oc = 0,001 (da default). Parametri degli ambienti aperti Considerando la direzione principale del vento NordEst: δ air (m): altezza zona di miscelazione. δ air = 2 m; W (m): estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del vento. W = 63 m; S w (m): estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del vento. S w = 29 m; A (m 2 ): area della sorgente rispetto alla direzione principale del vento. A = 63x29 = 1827 m 2 ; u air (m/s): velocità del vento. u air =2,5 m/s; τ (s): tempo medio di durata dei flussi di vapore; coincide con la durata di esposizione (ED). La durata di esposizione in ambito Industriale è di 25 anni sia per le sostanze cancerogene sia per quelle non cancerogene. Stima dei fattori di trasporto I fattori di trasporto intervengono nelle valutazioni delle esposizioni indirette, ovvero laddove eventuali contaminanti possono raggiungere i bersagli solo attraverso la migrazione dal comparto ambientale sorgente della contaminazione. Assegnata la concentrazione alla sorgente, si calcola la concentrazione al punto di esposizione attraverso la seguente relazione: C poe = FT C s dove con FT viene indicato il fattore di trasporto, che tiene conto dei fenomeni di attenuazione che intervengono durante la migrazione dei contaminanti. Nel caso in esame si analizza in maniera più articolata e dettagliata la volatilizzazione in aria outdoor (ambienti aperti). Si valuterà: o VF samb = fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo; o VF wamb = fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da falda. In generale, le principali assunzioni, su cui si basano le equazioni seguenti sono: la concentrazione degli inquinanti è uniformemente distribuita nel suolo ed è costante per tutto il periodo di esposizione; terreno omogeneo e isotropo; 46

48 non si considerano fenomeni di biodegradazione o meccanismi di degradazione/trasformazione delle sostanze inquinanti nel suolo, in soluzione nell acqua o in fase vapore. La scelta di utilizzare modelli analitici per la stima dei fattori di trasporto delle specie chimiche contaminanti attraverso i diversi comparti ambientali comporta un estrema semplificazione del modello concettuale del sito e quindi l utilizzo di un numero ridotto di parametri caratteristici dello stesso. In generale, l applicazione di modelli analitici comporta la : semplificazione della geometria del sito; semplificazione delle proprietà fisiche del comparto ambientale attraverso cui avviene la migrazione (es. ipotesi di omogeneità); definizione semplificata della geologia e della idrogeologia del sito; indipendenza dei parametri di input rispetto alla variabile tempo; rappresentazione semplificata dei meccanismi di trasporto e dispersione. Tali incertezze insite nell uso di modelli analitici sono compensate dalla conservatività sia delle equazioni di fate and transport sia dei parametri inseriti quali input. I principali vantaggi dei modelli analitici riguardano la semplicità di implementazione e di applicazione, la necessità di inserire in input un numero limitato di parametri, la loro stabilita numerica e la conservatività degli output. Una importante limitazione dei modelli analitici e che, in alcuni casi, sono talmente semplificati al punto da trascurare importanti aspetti del sistema ambientale reale. In sintesi, la principali limitazioni riguardano: l impossibilità di rappresentare le proprietà di un mezzo eterogeneo; l impossibilità di tener conto delle variabilità temporali dei fenomeni simulati; l incapacità di tener conto della presenza di sorgenti di contaminazioni multiple; l impossibilità di tener conto delle irregolarità legate alla geometria del sito e alla sorgente di contaminazione. Per quanto riguarda la volatilizzazione in aria outdoor, vengono presi in esame i fattori di trasporto legati alla volatilità del contaminante che, presente nel suolo o nella falda, può in parte trovarsi in fase vapore e migrare verso la superficie. Poiché non risulta essere presente contaminazione nel suolo superficiale (compreso tra il piano campagna e 1 m di profondità), verrà analizzata la volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo e da falda. 47

49 Il fenomeno di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo (SP) in ambienti aperti è un processo secondo il quale le specie chimiche volatili presenti nel suolo profondo migrano verso la superficie del terreno ed inoltre si rimescolano con l aria della zona posta al di sopra della sorgente contaminante. Per la stima del fattore di volatilizzazione da suolo profondo in ambienti aperti, si adotta l equazione VF samb (1). VF Con samb H ρas ( 1) = 10 u air δ air Ls ( φ + k + H ) 1+ ' w d ρas φa eff Ds W D eff s = D a φ φ 3,33 a 2 e Dw + H φ φ 3,33 w 2 e 3 Laddove il fattore di trasporto calcolato con la formula precedentemente descritta sia maggiore del bilancio di massa si assume come valore di volatilizzazione quest ultimo. Il bilancio di massa è definito: VF samb W ' ρas ds ( 2) = 10 u δ τ air air 3 L equazione VF samb (1) tiene conto della geometria della sorgente di contaminazione nel suolo profondo (estensione W e profondità dal piano campagna L s ), delle caratteristiche della zona di esposizione, della partizione dell inquinante nelle tre fasi costituenti il terreno (solida, liquida, gassosa) e della diffusività effettiva nel suolo. L equazione VF samb (2) è un bilancio di massa e non considera le caratteristiche proprie dell inquinante. Il Manuale Unichim n. 196/01 propone l applicazione della VF samb (1) per i composti poco volatili e l applicazione della VF samb (2) per quelli molto volatili (es. cloruro di vinile, benzene, tricloroetilene). Tale scelta si giustifica ritenendo che l equazione VF samb (1) fornisca, per i composti volatili, valori di VF samb troppo alti e quindi troppo conservativi. 48

50 Si ritiene opportuno selezionare infatti, tra le equazioni VF samb (1) e VF samb (2), quella che restituisce il valore minore. Il fenomeno di volatilizzazione di vapori outdoor da falda (GW) in ambienti aperti è un processo secondo il quale le specie chimiche volatili, presenti in soluzione nelle acque di falda, migrano, sotto forma di vapori, verso la superficie del terreno, dove si mescolano con l aria della zona sovrastante la sorgente contaminata. L equazione per la stima del fattore di volatilizzazione da falda in ambienti aperti è la seguente: VF wamb = u 1+ air H δ air L eff D W ' ws GW 10 3 Il coefficiente di diffusione viene espresso in funzione delle caratteristiche della frangia capillare e della zona insatura attraverso la seguente equazione: h eff cap ( ) hv Dws = hcap + hv + eff eff dove Dcap Ds 1 D eff cap = D a φ 3,33 a, cap 2 φe + D H w φ 3,33 w, cap 2 φe è il coefficiente di diffusione effettiva nella frangia capillare. Ricordando che la densità apparente del secco si misura con la seguente espressione: ρ = ρ 1 as s ( φ ) tot Mentre kd è il coefficiente di ripartizione solido-liquido; misura la naturale tendenza di ciascun contaminante a ripartirsi tra la fase solida e la fase liquida. Si può considerare dipendente dalla sola frazione di carbonio organico contenuto nel terreno (foc): k d, i = foc koc, i 49

51 I contaminanti organici tendono ad adsorbirsi sulla componente organica del terreno, quindi è importante conoscere foc per valutare la distribuzione del contaminante sul terreno. I valori di foc sono piuttosto variabili: se nell ordine dei % si tratta di terreni superficiali, nell ordine dei invece si ha a che fare con terreni profondi o acquiferi. Utilizzando i dati riportati di seguito, rispettivamente per il calcolo della volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo (Tab. 13) e da falda (Tab. 14): ρs (g/cm 3 ) 1,7 foc 0,01 ρas (g/cm 3 ) 1,003 φtot 0,41 φw 0,2 φa 0,21 φe 0,345 uair (m/s) 2,5 δair (m) 2 Ls (m) 4 W' (m) 70 ds (m) 4,3 τ (anni) 25 τ (s) Tab. 13 Parametri inseriti per il calcolo di VFsamb(1) e VFsamb(2) LGW (m) 8,3 W' (m) 63 hcap (m) 0,25 hv (m) 8,05 φa,cap 0,057 φw,cap 0,288 Tab. 14 Parametri inseriti per il calcolo di VFwamb 50

52 Si sono ottenuti i seguenti risultati: Tab. 15 Risultati del calcolo empirico di VFsamb 51

53 Tab. 16 Risultati del calcolo empirico di VFwamb Tab. 17 Riassunto dei risultati del calcolo empirico di VFsamb e VFwamb Tali risultati sono stati confrontati con quelli ottenuti dall elaborazione dei dati tramite il software del Dipartimento di Ingegneria Chimica, Mineraria e delle Tecnologie Ambientali (DICMA) RBCA TOOL KIT for Chemical Releases, come riportato in Appendice A. Per quanto riguarda il fenomeno di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo, si nota che il fattore di trasporto calcolato empiricamente risulta maggiore del bilancio di massa per tutti i composti, ad esclusione delle due classi di idrocarburi. In questi casi si dovrà quindi utilizzare come fattore di trasporto il valore ottenuto dal bilancio di massa (VFsamb(2)). Per gli alifatici e gli aromatici invece si può utilizzare come fattore di trasporto VFsamb(1). 52

54 Calcolo della concentrazione nel punto di esposizione La concentrazione al punto di esposizione C poe si ottiene attraverso la seguente relazione: C poe = FT C s, dove FT è il fattore di trasporto appena calcolato e C s è la concentrazione alla sorgente. Si ottengono i seguenti risultati: Tab. 18 Risultati del calcolo empirico di Cpoe da suolo profondo Tab. 19 Risultati del calcolo empirico di Cpoe da falda Calcolo del rischio Il calcolo del rischio per la salute umana associato ad una singola specie chimica inquinante e ad una specifica modalità di esposizione si differenzia a seconda della tipologia degli effetti (cancerogeni e/o tossici) che la sostanza in oggetto può avere sull uomo. In particolare, nel caso di effetti cancerogeni (es. benzene), il rischio è direttamente proporzionale allo Slope Factor, che indica la probabilità di casi incrementali di tumore nella vita per unità di dose, e al periodo di esposizione pari a 70 anni. 53

55 Nel caso di effetti tossici, non cancerogeni, l Hazard Quotient (HQ) è pari al rapporto tra il periodo di esposizione e la Reference Dose (RfD), che è la stima dell esposizione media giornaliera che non produce effetti avversi apprezzabili sull organismo umano durante il corso della vita. Il calcolo del rischio per la salute umana associato a più specie chimiche inquinanti e a una o più modalità di esposizione (rischio cumulativo) è il seguente: R T = R i e HQ T = HQ i. Come proposto da ISS e riportato nel D.Lgs. 04/08, i valori di rischio considerati tollerabili per le sostanze cancerogene sono TR=10-6 come valore individuale e TR CUM =10-5 come valore cumulativo. Nel caso di Indice di Pericolo (HQ), sia individuale sia cumulativo, il limite è pari all unità. Si riportano i risultati ottenuti mediante elaborazione del software RBCA Tool Kit; si evidenziano i valori dell esposizione totale legati all inalazione di vapori per falda e suolo profondo ed i valori del rischio associato. Tab. 20 Total pathway exposure 54

56 Fig. 14 Groundwater SSTL Values Fig. 15 Soil SSTL Values Nelle schede precedenti si valutano i valori di SSTL (site-specific target level) in falda e nel terreno profondo (4-8,3 m), che misurano il rischio sito specifico. Vengono riassunti i risultati ottenuti mediante elaborazione del software: per ogni sostanza (COC) si riportano la concentrazione rappresentativa alla sorgente (in mg/l) e il valore SSTL per volatilizzazione da falda/suolo profondo all ambiente aria outdoor calcolato. 55

57 Questo valore viene confrontato con l SSTL ammissibile e una casella rossa ne indica il superamento. Se il valore è proceduto dal simbolo >, significa che la concentrazione alla sorgente è maggiore del valore di solubilità (nel caso della volatilizzazione da falda) o del valore di saturazione della sostanza (nel caso della volatilizzazione da terreno profondo), perciò si deve ricalcolare il rischio sostituendo il valore della solubilità/saturazione al posto della concentrazione alla sorgente inizialmente inserita. Nel caso di volatilizzazione da falda nessuna sostanza mostra un SSTL superiore a quello ammissibile. Si nota però un superamento dei limiti per la volatilizzazione nel caso dei vapori provenienti da suolo profondo per un unica sostanza (benzene). 56

58 7 INTERVENTI DI BONIFICA E DI MESSA IN SICUREZZA La bonifica di un sito inquinato è finalizzata ad eliminare l inquinamento delle matrici ambientali o a ricondurre le concentrazioni delle sostanze inquinanti in suolo, sottosuolo, acque sotterranee e superficiali, entro i valori soglia di contaminazione (CSC) stabiliti per la destinazione d uso prevista o ai valori di concentrazione soglia di rischio (CSR) definiti in base ad una metodologia di Analisi di Rischio condotta per il sito specifico. Gli interventi di messa in sicurezza sono finalizzati alla rimozione e all isolamento delle fonti inquinanti, e al contenimento della diffusione degli inquinanti per impedirne il contatto con l uomo e con i ricettori ambientali circostanti. È opportuno progettare tali interventi dopo aver eseguito la caratterizzazione ambientale del sito. Devono pertanto essere acquisite sufficienti informazioni sulla contaminazione presente, sulle caratteristiche degli acquiferi sottostanti e delle altre possibili vie di migrazione degli inquinanti, sui possibili punti di esposizione e sui probabili bersagli ambientali ed umani. 7.1 Progetto preliminare di bonifica Al fine di ottenere una completa definizione del grado e dell estensione della contaminazione nelle diverse matrici ambientali, sono state eseguite ulteriori indagini geognostiche, in particolare sono stati eseguiti nove sondaggi, attrezzati come pozzi di monitoraggio da 4, denominati PM-1 PM-9, per il monitoraggio delle acque sotterranee. Inoltre è stato realizzato un pozzo in PVC, denominato PB, di diametro 200 mm, utilizzato successivamente per l esecuzione delle prove idrauliche sull acquifero. Si riporta l ubicazione dei pozzi in Figura 4. I pozzi di monitoraggio sono stati completati mediante il posizionamento di ghiaino siliceo calibrato nell intercapedine perforo-tubazione, in corrispondenza del tratto fessurato delle tubazioni, e con la sigillatura dello spazio anulare perforo-tubazione mediante bentonite e cemento, in corrispondenza del tratto di tubazione cieco, al fine di mantenere l isolamento della zona satura rispetto ai livelli insaturi più superficiali. In Tabella 21 sono riportate le caratteristiche costruttive dei pozzi di monitoraggio. 57

59 Nel corso della perforazione è stata condotta un analisi stratigrafica dei terreni attraversati ed eseguita un analisi speditiva in sito (Head Space Analysis) circa ogni metro di avanzamento della perforazione per la determinazione dei composti organici volatili (COV), mediante l utilizzo di un fotoionizzatore portatile (PID). Da ognuno dei fori di sondaggio sono stati prelevati dei campioni di terreno rappresentativi dello stato di qualità del sottosuolo, sottoposti ad analisi di laboratorio. Le operazioni di campionamento vengono eseguite evitando la diffusione della contaminazione nell ambiente circostante e nella matrice ambientale campionata. Il criterio generale adottato è il seguente: in ogni strato omogeneo dal punto di vista litologico o dal punto di vista della distribuzione della possibile contaminazione; in corrispondenza della frangia capillare; in corrispondenza del primo strato impermeabile naturale in posto (se intercettato) o fondo foro. Ogni campione prelevato è stato suddiviso in tre aliquote (una per il soggetto privato, una per le Autorità di controllo, ed una per eventuali analisi di verifica), previa omogeneizzazione per ottenere aliquote di campioni significative e rappresentative. Per limitare la volatilizzazione, nella formazione del campione da predisporre per l analisi dei composti volatili, sono stati ridotti i tempi di esposizione nell aria dei materiali estratti dalla perforazione. I campioni di terreno selezionati vengono introdotti in contenitori puliti e decontaminati, adeguati alla conservazione del campione, contrassegnati esternamente con un codice identificativo del punto di prelievo, dell intervallo di profondità e della data del sondaggio. Per il campionamento delle acque dei pozzi di monitoraggio viene eseguito precedentemente lo spurgo dell acqua presente nei piezometri; l attività di spurgo è condotta in modo da limitare l agitazione dell acqua, l aerazione e la volatilizzazione dei contaminanti. A tal proposito è stata utilizzata una pompa sommersa con portata inferiore a 5 l/min, anche per evitare il trascinamento di materiale fine, con rischio di intorbidamento dell acqua e l abbassamento eccessivo del livello di falda. Lo spurgo viene eseguito fino ad ottenimento di acqua chiara e comunque per un tempo non inferiore al ricambio di 3-5 volumi di acqua all interno del pozzo. Al termine delle operazioni di spurgo, una volta ripristinate le condizioni piezometriche originali, si effettua il campionamento statico delle acque di ciascun pozzo di monitoraggio con metodo manuale (bailer). I campioni sono stati prelevati in tre 58

60 aliquote per ciascun pozzo di monitoraggio, ogni contenitore di acqua (vetro con sottotappo in teflon) è contraddistinto da un etichetta con riportato il numero identificativo del pozzo di monitoraggio e la data di prelievo. Al fine di ottenere un quadro più completo delle caratteristiche chimiche, fisiche e biologiche del sito, utile ai fini della progettazione definitiva degli interventi di bonifica,sono stati analizzati i seguenti parametri nelle acque e nei terreni: carico batterico totale; Fe II; Fe III; ph; carbonio organico totale (solo nei terreni); parametri geotecnici: saturazione, porosità, indice dei vuoti, ecc. (per i terreni). Inoltre sono state eseguite due prove idrauliche in foro tipo LeFranc a carico variabile, al fine di determinare il coefficiente di permeabilità (K) dell acquifero. Profondità del Profondità Tratto Pozzo di Materiale carotaggio Diametro pozzo fessurato monitoraggio costruttivo (m da p.c.) (m da p.c.) (m da p.c.) S1 17,2 PVC 40 mm 17,2 da 1,0 a 17,2 S2 12,0 PVC 40 mm 12,0 da 1,0 a 12,0 S3 11,6 PVC 40 mm 11,6 da 1,0 a 11,6 S4 11,5 PVC 40 mm 11,5 da 1,0 a 11,5 PM-1 13,5 PVC 4 13,0 da 4,0 a 13,0 PM-2 14,8 PVC 4 15,0 da 5,0 a 15,0 PM-3 15,0 PVC 4 15,0 da 5,0 a 15,0 PM-4 13,5 PVC 4 13,0 da 4,0 a 13,0 PM-5 15,0 PVC 4 15,0 da 5,0 a 15,0 PM-6 15,0 PVC 4 15,0 da 5,0 a 15,0 PM-7 12,5 PVC 4 12,5 da 4,0 a 12,0 PM-8 14,0 PVC 4 14,0 da 4,0 a 14,0 PM-9 15,0 PVC 4 15,0 da 5,0 a 15,0 PB 14,0 PVC 200 mm 14,0 da 4,0 a 14,0 Tab. 21 Caratteristiche costruttive dei pozzi di monitoraggio 59

61 Pozzo Profondità pozzo Materiale Diametro Soggiacenza falda di monitoraggio costruttivo (mm) (m da p.c.) (m da p.c.) P1 cemento ,15 P1 bis PVC ,70 P2 cemento ,60 P3 cemento 800 non noto 8,31 P4 cemento 800 non noto 9,50 P5 cemento 800 non noto 11,00 P6 cemento 400 non noto 10,00 P7 PVC 400 non noto 9,20 P8 cemento ,10 P11 cemento ,00 P13 cemento ,48 P14 cemento ,00 Tab. 22 Caratteristiche costruttive dei pozzi privati Prove pilota Al fine di verificare il numero di pozzi d estrazione necessari e la portata d emungimento da imporre per determinare l abbassamento desiderato, è stato necessario eseguire delle prove pilota in sito, costituite da prove di pompaggio a gradini e di lunga durata (a portata costante). Gli obiettivi delle prove di pompaggio consistono nella determinazione dei seguenti parametri: conducibilità idraulica; coefficiente di permeabilità; portata critica ed ottimale di emungimento; raggio d influenza ed entità degli abbassamenti piezometrici indotti nelle aree circostanti il pozzo in emungimento; quantitativi d acqua estraibile e abbassamenti indotti nel pozzo di emungimento in funzione della portata. 60

62 Le prove sono state condotte attraverso l emungimento del pozzo PB ed utilizzando come punti di monitoraggio tutti i piezometri installati in sito (PM-1 PM-9) ed in un pozzo privato, posti a diverse distanze dal pozzo PB. La pompa utilizzata per le prove è un elettropompa sommersa Grundfos SP3 55NE, dotata di quadro elettrico con inverter per la regolazione della portata d emungimento. Le acque emunte sono state trattate mediante filtro a carboni attivi appositamente predisposto in sito e scaricate in pubblica fognatura previo passaggio nel sistema di trattamento delle acque. Per la conduzione della prova sono stati utilizzati i seguenti strumenti: sonda d interfaccia; freatimetro; misuratore di portata; cronometro. La prova a gradini di portata e quella a portata costante sono state eseguite monitorando gli abbassamenti del livello piezometrico nei pozzi sopra elencati. Di seguito sono riassunti i principali risultati delle prove idrauliche eseguite: Portata ottimale (Q ott ) 5,6 l/min Permeabilità (K) 5,51x10-6 m/s Trasmissività (T) 2,75x10-5 m 2 /s Raggio di influenza (ROI) 40 m In particolare, al fine della valutazione del raggio di influenza del sistema Pump&Treat, si è ricostruita la carta delle isofreatiche sulla base dei rilievi dei livelli freatimetrici, dalla quale si verifica l effetto di richiamo generato dall emungimento delle acque sotterranee. Si riportano di seguito gli andamenti grafici delle diverse prove di portata: 61

63 Fig. 16 Prova a gradini con portata 5 l/min Fig. 17 Prova a gradini con portata 10 l/min Fig. 18 Prova di portata 62

64 Fig. 19 Prova di lunga durata, con portata 5,6 l/min Fig. 20 Valutazione del raggio di influenza 63

65 7.2 Tecnologie di bonifica adottate La bonifica dell area indagata è finalizzata a conseguire i seguenti obiettivi: contenere la contaminazione disciolta in falda; abbattere le concentrazioni di idrocarburi disciolti in falda fino ai limiti previsti; abbattere le concentrazioni di idrocarburi adsorbiti nel terreno fino ai limiti previsti. Nel caso del sito in esame i criteri e le ipotesi alla base della definizione della tecnologia di bonifica sono i seguenti: il sottosuolo nell area del punto vendita è caratterizzato dalla presenza, nella zona satura interessata dalla contaminazione, di terreni a granulometria prevalentemente grossolana; presenza di un acquifero freatico superficiale con soggiacenza media di circa 7,0-9,0 m dal piano campagna, che ha una permeabilità discreta; presenza di una contaminazione in fase adsorbita localizzata in corrispondenza della fascia di oscillazione della superficie piezometrica (smear zone), a circa 9,0 m di profondità dal piano campagna; le acque di falda superficiale sono interessate da contaminazione da idrocarburi disciolti; necessità di salvaguardare i recettori presenti nelle vicinanze del sito (pozzi privati) mediante un sistema di bonifica che garantisca il contenimento idraulico del plume. Come sistema di bonifica è stata adottata la tecnica del Pump&Treat, applicabile in quanto garantisce la protezione del confine di valle del sito dalla migrazione della fase disciolta e l abbassamento della superficie piezometrica. Quale strumento di supporto a tale scelta è stata effettuata un analisi multi-criteri, in cui il confronto tra le diverse tecnologie è basato su una combinazione lineare pesata dei diversi criteri. L acqua emunta viene trasferita all impianto di trattamento chimico-fisico, effettuato mediante adsorbimento su filtri a carboni attivi, in modo tale da abbattere le 64

66 concentrazioni di contaminanti fino al raggiungimento dei limiti normativi prima dello scarico. In presenza di prodotto in fase separata, al sistema di P&T viene solitamente abbinato un sistema di recupero selettivo, il quale recupera solamente il prodotto surnatante, che viene temporaneamente stoccato in sito per il successivo conferimento a smaltimento/recupero. Infatti, in corrispondenza dei piezometri in cui è presente del prodotto surnatante è stato installato un recuperatore selettivo del prodotto in galleggiamento di tipo passivo (skimmer). Gli skimmer passivi previsti sono due e vengono posizionati e spostati in funzione della presenza di prodotto rilevata nei piezometri. Il recupero di prodotto surnatante avviene all interno di un serbatoio della capacità di 1 l, immerso al di sotto di un corpo mobile tarato per posizionarsi sull interfaccia acquaprodotto; la velocità di recupero dipende dallo spessore di prodotto surnatante. In seguito il prodotto recuperato verrà rimosso manualmente togliendo lo skimmer dal piezometro e svuotandone il contenuto in un apposito serbatoio di stoccaggio; il prodotto stoccato verrà successivamente smaltito secondo la normativa vigente. I processi di attenuazione naturale sono comunque presenti e possono contribuire alla decontaminazione del sito. I tempi necessari alla bonifica del sito mediante l utilizzo esclusivo di tale approccio possono essere piuttosto lunghi. 65

67 8 PUMP&TREAT Il sistema di P&T può essere applicato sia come azione di contenimento del plume (applicazione più diffusa), sia come trattamento alla sorgente. Questa tecnologia richiede la conoscenza dettagliata dei contaminanti presenti nelle diverse fasi e delle caratteristiche del sito e, se presente, dell acquifero. Questo sistema può provocare l interruzione della migrazione a valle del pennacchio inquinante ed il prelievo di sostanze contaminanti dal sottosuolo per essere poi sottoposte a trattamento prima dello scarico. Le barriere idrauliche sono tipicamente poste ai limiti dell area contaminata. Possono essere costituite da trincee o pozzi. Il sistema di intervento mediante pozzi consiste nel creare una depressione piezometrica in grado di catturare i flussi idrici inquinanti. In alternativa tale depressione può provocare una deviazione delle linee di flusso, preservando eventuali pozzi posti più a valle, oppure determinare un abbassamento del livello della falda in modo tale che le acque sotterranee non interessino orizzonti di terreno contaminato. Affinché l intervento sia funzionale è necessario che la forma della depressione creata coinvolga tutta l area inquinata, che risulta allungata nel senso di flusso della falda. I pozzi di emungimento fungono da contenimento idraulico creando un punto a minor carico idraulico in cui fluiscono le acque sotterranee vicine. Il pozzo crea una zona di influenza (zone of influence) dove vengono modificate le superfici potenziometriche. Esiste una zona dell acquifero, interna alla zona di influenza, in cui le linee di flusso sono dirette verso il pozzo di pompaggio e tale zona è chiamata zona di cattura (capture zone). Questa crea delle linee di flusso di diversa velocità. La dimensione e la forma della capture zone dipende dall interazione di numerosi fattori: o il gradiente idraulico e la conducibilità idraulica dell acquifero; o l estensione della zona in cui l acquifero è eterogeneo o anisotropo; o se l acquifero è confinato o freatico; o la portata di emungimento dei pozzi; o se i pozzi sono parzialmente o completamente penetranti nell acquifero. Se i pozzi sono completamente penetranti, in genere è sufficiente un analisi bidimensionale per delineare la zona di cattura orizzontalmente. Se invece i pozzi di emungimento sono parzialmente penetranti, per determinare la zona di 66

68 cattura che conterrà il plume contaminato, è necessaria anche un analisi della zona di cattura in senso verticale. Risulta di fondamentale importanza la conoscenza della struttura idrogeologica (tipo, spessore ed estensione dei terreni o rocce costituenti il mezzo saturo e insaturo, la profondità e lo spessore del/degli acquifero/i), del flusso idrico sotterraneo (verifica della direzione del flusso, dei gradienti orizzontali e verticali, delle variazioni stagionali e delle escursioni del livello piezometrico), dei parametri idrogeologici e delle caratteristiche dei contaminanti (concentrazione, estensione areale e proprietà chimicofisiche delle sostanze inquinanti) per valutare la distribuzione della contaminazione e la sua possibile evoluzione, la mobilità degli inquinanti e per una stima preventiva del tempo necessario per il risanamento del sito. È importante reperire lo schema stratigrafico del pozzo (o dei pozzi) di emungimento e dei pozzi/piezometri di controllo, con indicazione della modalità di completamento (intervalli fenestrati, diametro del perforo e del rivestimento), dello spurgo, dell attrezzatura e della portata prelevata. È necessario verificare che il sistema sia stato dimensionato in modo da garantire il contenimento idraulico (cioè la verifica che ci sia un controllo totale del pennacchio da parte dei pozzi) e/o idrochimico (monitoraggio del progresso della bonifica). Deve essere individuato per ciascun pozzo il punto di stagnazione e la massima ampiezza della zona di cattura degli inquinanti definita dal fronte di richiamo. Al fine di rendere più efficace una barriera idraulica si possono utilizzare vari schemi di prelievo, che consistono nel modificare la configurazione spaziale dei pozzi, oppure nel variare nel tempo le portate prelevate. Tra queste soluzioni, si riportano quelle più efficaci: Pompaggio adattativo: consiste nel variare periodicamente la configurazione operativa dei pozzi di estrazione e di iniezione, per evitare la formazione di zone di ristagno delle acque contaminate. Questo sistema, grazie al funzionamento alternato dei pozzi, consente un aumento della velocità di risanamento. Pompaggio impulsivo: in questo caso si opera a tempi alterni di funzionamento/riposo. Durante il periodo di riposo, per i fenomeni di diffusione, dissoluzione e desorbimento, aumenta la concentrazione dei contaminanti nelle acque; quando il sistema entra in funzione vengono trattate acque ricche di contaminanti, rendendo così più efficace il periodo di funzionamento del 67

69 sistema. È necessario comunque che durante la fase di riposo sia garantito il contenimento idraulico degli inquinanti e quindi deve essere calcolato un intervallo di tempo che sia inferiore a quello necessario alla contaminazione per migrare a valle del punto di stagnazione. Se si utilizzassero più pozzi, si potrebbe eseguire un test di interferenza, ricordando che, per il principio di sovrapposizione degli effetti, l abbassamento complessivo è dato dalla somma dei singoli abbassamenti prodotti dai pozzi in funzione. 8.1 Monitoraggio idraulico ed idrochimico Un programma appropriato di monitoraggio è essenziale per garantire l efficienza del sistema di bonifica ai fini del contenimento idraulico e del ripristino della qualità delle acque. In genere si procede con due tipologie di monitoraggio: 1. misura del carico idraulico (livello piezometrico) per verificare se il sistema stia creando dei gradienti verso l interno per evitare il flusso delle acque sotterranee e la migrazione dei contaminanti oltre il confine del sito; 2. monitoraggio della qualità delle acque sotterranee, che prevede misure della concentrazione dei contaminanti in corrispondenza dei pozzi e dei piezometri per determinare l effettiva rimozione delle sostanze inquinanti. In questo caso la frequenza di monitoraggio è più bassa rispetto alla misura del carico idraulico perché il movimento dei contaminanti è un processo molto lento. Inoltre il monitoraggio della qualità delle acque prevede costi abbastanza elevati, dovuti alle numerose analisi da effettuare. Parametri su cui effettuare una verifica approssimata sono l efficienza idraulica e l efficacia idrochimica. L efficienza idraulica indica l efficacia dell azione di contenimento. E i = dove L rappresenta il valore della larghezza massima del fronte inquinante misurata perpendicolarmente ad una linea di flusso, ed F l ampiezza massima della zona di cattura a distanza infinita dal pozzo. Una buona efficienza idraulica si raggiunge quando 68 F L

70 si ha una copertura del fronte inquinante senza coinvolgere acque non contaminate. D altra parte un sistema sovradimensionato, come può essere adottato a livello cautelativo, oltre ad incrementare i costi del prelievo e del trattamento delle acque, provoca un impoverimento eccessivo della risorsa idrica sotterranea. Se si deve garantire E i >1, si può aumentare F e conseguentemente la portata Q con il rischio però di pompare troppo e di esaurire il pozzo; un altra soluzione è quella di aumentare il numero di pozzi. L efficacia idrochimica valuta se la rimozione del contaminante avviene in maniera significativa o meno, confrontando la concentrazione media di miscela (C (0-t) ) rispetto alla concentrazione iniziale (C 0 ). C (0-t) rappresenta la massa di contaminanti estratta nel tempo rispetto alla portata prelevata, essendo C(t) la concentrazione dell inquinante nel pozzo e Q(t) la sua portata: E id C (0 t) C 0 = con t C( t) Q( t) dt C = 0 (0 t) t Q( t) dt 0 Con efficacia idrochimica si può intendere anche l andamento dei piezometri posti a monte e a valle della barriera: in tal caso è una semplice rappresentazione temporale. L ubicazione e la profondità dei pozzi di monitoraggio devono essere scelte in modo da garantire un riconoscimento tempestivo delle eventuali perdite dal sistema. Quando si effettua un monitoraggio idrochimico è buona norma posizionare un piezometro a monte (in senso idrogeologico) ed uno a valle della barriera. Quello a monte serve per individuare i parametri di riferimento, cioè le caratteristiche idrochimiche delle acque in ingresso al sistema; la localizzazione deve essere al di fuori di possibili interferenze con altre eventuali fonti locali di contaminazione poste all esterno. Quello a valle serve per individuare un eventuale mancato contenimento del pennacchio da parte della barriera. Saranno inoltre presenti pozzi di monitoraggi all interno del pennacchio contaminato, utili per valutare l estensione dell area contaminata e la sua progressiva riduzione durante l opera di bonifica. 69

71 Si possono utilizzare diversi criteri per il tipo di monitoraggio: casuale, sistematico, fisso e sequenziale. Nel sito in esame si è preferito adottare un monitoraggio sistematico, che presenta i seguenti vantaggi: si possono estrapolare i dati per modelli previsionali; è maggiormente semplice da gestire; i cicli stagionali sono più facilmente individuabili con misure sistematiche del livello di falda; è il metodo che storicamente è stato il più utilizzato. Il monitoraggio deve essere condotto, oltre che durante tutto il periodo di attività della barriera, anche per un periodo successivo allo spegnimento per controllare l eventuale verificarsi del rebound, soprattutto nel caso di NAPL o sostanze poco solubili. 8.2 Dimensionamento per l azione di contenimento del plume I seguenti calcoli si basano su ipotesi estremamente semplificate della realtà: si prevede infatti di operare in mezzi omogenei, isotropi, contaminazione verticale omogenea, elevazione della base dell acquifero, pozzi completi (che attraversano interamente e sono fessurati per tutto lo spessore dell acquifero). Per controllare la migrazione di un pennacchio, il tasso di pompaggio totale (portata estratta) minimo dovrebbe essere uguale alla quantità di acqua passante attraverso la sezione massima del plume, cioè la massima larghezza del plume per lo spessore saturo dell acquifero. Ponendo: Q = portata (m 3 /h) T = trasmissività (m 2 /s) i = gradiente idraulico (adimensionale) si possono definire i tre parametri fondamentali per il dimensionamento di un sistema Pump&Treat (equazioni di Bear): 1. il punto di stagnazione (x s ), situato a valle del pozzo,è il punto in cui il gradiente di pompaggio si annulla x s Q = 2 π T i 70

72 2. il fronte di richiamo (F) indica, a distanza infinita (teoricamente) a monte del pozzo, la massima ampiezza della zona di cattura 3. il raggio d azione (R) del pozzo Q F = T i Q R = 4 T i Si definisce quindi una linea, detta linea spartiacque: tutte le acque che rimangono al di fuori di questa zona, non vengono catturate dal pozzo. Fig. 21 Analisi della zona di cattura esercitata da un singolo pozzo 8.3 Dimensionamento del sistema In questo paragrafo si confronteranno i risultati del dimensionamento del Pump&Treat ottenuti dalla ricostruzione della carta delle isofreatiche, dalla quale si verifica l effetto di richiamo generato dall emungimento delle acque sotterranee, e dai calcoli teorici Dimensionamento del sistema di Pump&Treat La configurazione per un corretto ed ottimale funzionamento dell impianto di P&T è stata subordinata all esecuzione di prove pilota di pompaggio, finalizzate alla valutazione della risposta idraulica dell acquifero alla sollecitazione esercitata dall emungimento di acqua dal sottosuolo. 71

73 Sulla base dei dati ottenuti tramite le prove idrauliche eseguite, si è ritenuto necessario realizzare l emungimento da due pozzi, il PM-3 e il PB. In particolare per ciascun pozzo barriera verrà emunta acqua di falda con una portata media di esercizio di circa 8,4 m 3 /giorno e con un raggio di influenza pari a circa 40 m (Figura 20). Nella seguente tabella sono riportate le caratteristiche costruttive di progetto del sistema di messa in sicurezza operativa. n.2 pozzi barriera PB PM-3 Diametro 200 mm 101 mm PUNTI DI Profondità 14,0 m 15,0 m EMUNGIMENTO Lunghezza tratto cieco 5,0 m 5,0 m Lunghezza tratto fessurato 9,0 m 10,0 m Attrezzatura n. 2 pompe Grundfos mod. SQ 2-35NE con inverter Pompa elettrosommersa in allestimento SISTEMA DI Tipologia speciale EMUNGIMENTO Potenza 0,75 kw per ciascuna pompa Portata massima nominale 2,4 m 3 /h per ciascuna pompa Portata di progetto 0,35 m 3 /h SISTEMA DI TRATTAMENTO n. 2 filtri a carboni attivi specifici per acqua disposti in serie (diametro 700 mm capacità di carico carboni 125 kg cadauno) n.1 quadro elettrico generale di alimentazione e controllo, dotati di trasmettitore GSM per la segnalazione in remoto di eventuali malfunzionamenti dell impianto n. 2 quadri di controllo dotati di inverter per la regolazione delle SISTEMI DI portate di emungimento PROTEZIONE E n. 2 contalitri posti sulle linee di estrazione delle acque CONTROLLO n.1 contalitri posto all uscita del sistema, per il computo complessivo delle acque emunte, trattate e scaricate a valle dell impianto NOTA: tutte le parti fuori terra sono montate su skid trasportabile ed alloggiate in un box prefabbricato insonorizzato Tab. 23 Caratteristiche costruttive del sistema di messa in sicurezza operativa 72

74 Tali risultati sono stati evidenziati successivamente anche tramite l utilizzo del software WhAEM2000 (v gennaio 2007), distribuito da EPA (Environmental Protections Agency United States) Office of Research and Development, Office of Ground Water and Drinking Water prodotto dalla Environmental Simulations International, che ha permesso di elaborare una simulazione di pompaggio (Figura 22) Calcolo teorico del dimensionamento Utilizzando le formule precedentemente riportate per il dimensionamento del sistema Pump&Treat come azione di contenimento del plume e le informazioni sulle caratteristiche del terreno ottenute a partire dalle prove pilota e dal rilievo piezometrico, è stato possibile calcolare i tre parametri fondamentali per ciascun pozzo di emungimento: punto di stagnazione, fronte di richiamo e raggio di influenza. Dati di partenza portata Q (m 3 /h) 0,35 trasmissività T (m 2 /s) 0, gradiente idraulico i 0,009 permeabilità K (m/s) 0, Dimensionamento sistema P&T fronte di richiamo F (m) 392,82 punto di stagnazione x s (m) 62,55 raggio di influenza R (m) 98,20 73

75 Fig. 22 Output del modello di simulazione dell emungimento dal piezometro PM-3 e dal pozzo PB 74

76 8.4 Problemi legati ai fenomeni di tailing e rebound I fenomeni di tailing e rebound sono comunemente osservati nei siti in cui si utilizza come tecnica di bonifica il Pump&Treat e sono considerati due problemi classici. Il tailing rappresenta la tendenza a formare delle code, cioè una progressiva e lenta tendenza della diminuizione della concentrazione di contaminanti. Il rebound è l incremento abbastanza rapido della concentrazione dei contaminanti che si può manifestare in seguito ad un periodo di riposo del pompaggio. Questo incremento tende a stabilizzarsi a basse concentrazioni di inquinanti. Gli effetti del tailing e del rebound sono principalmente due: allungamento dei tempi di bonifica. Senza tailing teoricamente i contaminanti possono essere rimossi pompando un volume di acqua equivalente al volume del plume inquinato. Invece l effetto del tailing aumenta significativamente i tempi in cui il P&T deve operare per ottenere come obiettivo di bonifica il ripristino delle acque sotterranee. probabilità di superamento dei valori soglia. Dopo un iniziale rapido abbassamento della concentrazione di contaminanti, questa tende a stabilizzarsi e a raggiungere un livello residuo al di sopra degli standard di bonifica. Fig. 23 Rappresentazione degli effetti di tailing e rebound (Cohen et al., 1994) 75

77 Le cause del verificarsi di tali fenomeni possono essere molteplici e vanno ricercate tra i seguenti fattori: o presenza di NAPL. Sebbene i NAPL siano considerati sostanze relativamente insolubili in acqua, in realtà sono abbastanza solubili per causare un innalzamento delle concentrazioni nelle acque sotterranee e ciò rappresenta una sorgente continua. Quando la velocità dell acquifero è bassa, la concentrazione del contaminante tende a raggiungere il limite di solubilità dei NAPL. Nonostante il sistema di P&T incrementi la velocità dell acquifero, appena stoppato il pompaggio le velocità calano nuovamente e la concentrazione aumenta, all inizio rapidamente e poi gradualmente fino a raggiungere un valore di equilibrio, finché non si riattiva il pompaggio. o desorbimento del contaminante: il contaminante adsorbito nel terreno costituisce sempre una riserva e viene rilasciato nel tempo. La quantità di contaminante adsorbito è una funzione della concentrazione (l adsorbimento cresce tanto maggiore è la concentrazione) e della capacità di adsorbimento superficiale dei materiali (i contaminanti adsorbiti tendono a concentrarsi sui materiali organici e sugli ossidi di dimensioni fini). L adsorbimento è un processo reversibile. Durante le operazioni di P&T il contaminante adsorbito può essere rilasciato dalla matrice all acquifero. Le concentrazioni di contaminante dovute ai fenomeni di adsorbimento e desorbimento mostrano una relazione con la velocità dell acquifero e il tempo di contatto (velocità dell acquifero elevata e tempo di contatto basso corrispondono a basse concentrazioni di contaminante). Fig. 24 Andamento della concentrazione di contaminante adsorbito in funzione del tempo di contatto e della velocità dell acquifero 76

78 o dissoluzione di precipitati. Molti contaminanti inorganici possono precipitare e costituire una nuova fonte di contaminazione. o diffusione nella matrice. Nel caso di acquiferi a più strati con differenti permeabilità si ha il trasporto del contaminante per diffusione poiché gli inquinanti hanno modo e tempo di adsorbirsi anche sugli strati meno permeabili. o variazione della velocità dell acquifero. La velocità è massima in corrispondenza della linea centrale, mentre si riduce vicino al punto di stagnazione. Fig. 25 Variazione del profilo delle velocità dell acquifero o acquifero stratificato: se l acquifero è costituito da strati a diversa permeabilità, si avrà uno strato (quello più permeabile) che si pulisce più rapidamente grazie al sistema P&T, ma poi si sporca del contaminante rilasciato più lentamente dallo strato meno permeabile. Le caratteristiche di adsorbimento dei contaminanti possono essere stimate tramite dei test con i materiali costituenti l acquifero, sebbene l eterogeneità dell acquifero aumenti le difficoltà di interpretazione dei risultati. Per i materiali organici, l effetto potenziale dell adsorbimento può essere ottenuto sulla base dai dati di letteratura delle proprietà dei contaminanti e dei dati sito-specifici sul carbonio organico contenuto nei materiali dell acquifero. Berglund e Cvetkovic (1995) valutarono l importanza del grado di eterogeneità nella conduttività idraulica e dei processi di migrazione del contaminante e conclusero che la velocità di trasferimento di massa e l estensione con i quali i contaminanti venivano 77

79 adsorbiti dai materiali dell acquifero erano i parametri più importanti che influivano sulla stima dei tempi di bonifica. 8.5 Problemi legati alla zona di stagnazione I punti di ristagno sono aree in cui le operazioni di Pump&Treat creano un basso gradiente idraulico e, conseguentemente, velocità dell acquifero piuttosto ridotte. Sono considerati zone morte ed è necessario eliminarli perché riducono l efficienza del sistema di bonifica. Il punto di ristagno associato ad un singolo pozzo di emungimento è localizzato a valle (in senso idrogeologico) rispetto al pozzo. Nel caso di più pozzi di pompaggio, si possono manifestare anche numerose zone di stagnazione. Esistono diversi metodi per cambiare lo schema di pompaggio al fine di eliminare tali zone. Tra questi si ricordano il pompaggio adattativo, in cui si varia la portata di estrazione e di iniezione oppure periodicamente alcuni pozzi vengono spenti, altri accesi, e il pompaggio pulsato, che prevede lo spegnimento del pompaggio per un certo intervallo di tempo in maniera tale che la concentrazione di contaminante aumenti e, una volta riattivato il sistema, si possa emungere una portata d acqua con una concentrazione di contaminante più alta, ottimizzando l azione di rimozione dell inquinante. Quindi il sistema adottato di Pump&Treat: risulta efficace per un azione di contenimento del pennacchio contaminato, meno per un azione di bonifica; controlla bene i moti convettivi ma non influenza i processi diffusivi; in presenza di NAPL, si ha un rallentamento dei processi di bonifica; è valido per contaminanti non fortemente adsorbiti. 78

80 9 FILTRO A CARBONI ATTIVI L acqua emunta dal sistema Pump&Treat viene trasferita ad un sistema chimico-fisico di abbattimento su letti a carboni attivi contenuti in un filtro dedicato. L acqua, una volta depurata, verrà scaricata, previa autorizzazione e nel rispetto dei limiti previsti dalla normativa vigente (D.Lgs. 152/06), in pubblica fognatura. Il carbone attivo è una sostanza adsorbente che si produce attivando termicamente o chimicamente diverse materie prime carbonizzabili presenti in natura. L adsorbimento è un fenomeno superficiale di attrazione molecolare che si verifica dal contatto tra due fasi: una fase solida (il carbone attivo) e una fase fluida (il liquido). La capacità di adsorbimento dipende dall estensione della superficie attiva del carbone. Questa superficie, espressa in m 2 per grammo di adsorbente, è chiamata superficie specifica che nei carboni attivi raggiunge i valori più elevati tra gli adsorbenti conosciuti (875 m 2 /g). Nel caso in esame è stato adottato un NORIT PK 1-3, un carbone attivo granulare che può essere utilizzato in un ampia scala di applicazioni per le acque, incluse le acque potabili e i processi di trattamento delle acque. NORIT PK 1-3 è prodotto dall attivazione del carbone. Il carbone attivo è posto all interno di un silos metallico, all interno del quale viene convogliata l acqua da trattare. Con questo sistema si raggiungono livelli di rimozione del contaminante dall acqua superiori al 96%; in tal modo è inoltre garantito il rispetto delle normative vigenti in materia di scarichi idrici. 9.1 Gestione dei rifiuti Tutti i rifiuti prodotti nel corso delle attività sono gestiti nel pieno rispetto della normativa vigente in materia di recupero/smaltimento del rifiuto secondo a classificazione del catalogo europeo dei rifiuti (C.E.R.). Il sistema di Pump&Treat comporta la produzione di carboni attivi per acqua esausti; una volta sostituiti, i carboni esausti vengono stoccati temporaneamente in fusti metallici in aree adeguatamente recintate per il tempo necessario ad organizzarne il trasporto con idonee modalità con il codice C.E.R.: 79

81 Carbone attivo esaurito. Il carbone esausto viene destinato, quando possibile, a riattivazione eseguita da ditta specializzata, con le seguenti modalità: il carbone attivo esaurito viene immesso in un forno di riattivazione alimentato a metano; la temperatura del forno a 3 metri di distanza dal bruciatore è di circa 950 C; il carbone viene introdotto nel forno e spinto verso l uscita con un tempo di residenza all interno del forno stesso di circa 6 ore. All uscita viene insaccato. L inquinante contenuto nei carboni attivi viene estratto termicamente; dal forno di riattivazione scaturiscono circa 1000 kg-vapore/ora. I gas generati dal carbone attivo nel forno di riattivazione vengono inviati ad un postcombustore che li porta dai 350 C dell ingresso fino a 900 C; ciò provoca la distruzione dell inquinante contenuto negli stessi; il vapore, una volta privato dell inquinante, viene raffreddato e scaricato in atmosfera secondo le normative vigenti. Nel caso il processo di riattivazione non fosse possibile, il carbone esausto viene destinato a smaltimento in impianto autorizzato. 80

82 10 ENHANCED AEROBIC BIOREMEDIATION Nonostante il sistema di Pump&Treat fosse sufficiente per l azione di contenimento del plume per la messa in sicurezza operativa del sito in esame, la Provincia di Perugia ha richiesto un integrazione con un sistema che garantisca la protezione della matrice ambientale, il contenimento dell inquinante e la graduale eliminazione dello stesso anche per quanto riguarda la matrice suolo. Per questo motivo è stata proposta, studiando la situazione geologica ed idrogeologica locale ed in considerazione della tipologia e della distribuzione della contaminazione, la tecnologia di Enhanced Aerobic Bioremediation, che prevede un attenuazione naturale aerobica accelerata. Si tratta di un approccio economicamente vantaggioso e di comprovata efficacia, che consente di accelerare i processi naturali di attenuazione e quindi di ottimizzare l attività di messa in sicurezza operativa del sito in oggetto. Consiste nell arricchire il sottosuolo di ossigeno, creando in questo modo l habitat ottimale alla proliferazione dei microrganismi autoctoni capaci di biodegradare aerobicamente i composti organici inquinanti (idrocarburi di origine petrolifera e MtBE). Si adoperano microrganismi aerobici per ossidare i contaminanti. Nel caso specifico si sono utilizzati gli ORC-Advanced (Advanced Formula Oxygen Release Compound), tecnologia all avanguardia nella stimolazione del biorisanamento aerobico, grazie allo sviluppo del 17% di ossigeno attivo in peso. ORC-Advanced è una formulazione a base di ossidrossido di calcio [CaO(OH) 2 ] che, a contatto con l acqua, rilascia molecole d ossigeno attraverso la seguente reazione: CaO(OH) 2 + H 2 O Ca(OH) 2 + ½O 2 + H 2 O Il monofosfato di potassio (KH 2 PO 4 ) e il difosfato di potassio (K 2 HPO 4 ) inseriti all interno della matrice cristallina del CaO(OH) 2 sono in grado di rallentare la velocità di rilascio dell ossigeno, dando così la possibilità di mantenere attiva l ossigenazione fino a 9-12 mesi. L applicazione di ORC-Advanced ha come obiettivo quello di stimolare e quindi accelerare il processo di biorisanamento aerobico attraverso lo sviluppo di ossigeno. Una crescita della flora batterica autoctona associata all impiego di questa tecnologia è assolutamente auspicabile ed è un processo naturale e biocompatibile. Nessun ceppo batterico estraneo viene introdotto all interno della falda, trattasi infatti di colonie 81

83 batteriche di tipo endogeno, la cui crescita è comunque autoregolata dal sistema ambientale. Eventuali effetti del sistema adottato sono riconducibili a modesti innalzamenti dei valori di ph della falda, che comunque rimane elevato solo localmente, considerata la natura insolubile dell ORC. Il ph di ORC è attorno a 9.0, mentre le reazioni di idrossidazione generano ph prossimi a 10. È stato comunque dimostrato che la presenza di alti livelli di ph, all interno della barriera, possono controllare l eccessiva proliferazione microbica. Il raggio di influenza del sistema è molto limitato per cui è ragionevole considerare inconsistenti eventuali rischi di influenza nei confronti di ricettori esterni al sito. Pertanto, potenziali variazioni di ph e di conta batterica totale nel sottosuolo riguarderanno solo ed esclusivamente un intorno molto prossimo (qualche centimetro) dei piezometri in cui verranno installate le calze di ORC-Advanced. ORC-Advanced viene utilizzato sotto forma di filter socks (calze filtranti). Queste hanno il vantaggio di permettere un rifornimento continuo di ossigeno (rimuovendo le calze esaurite ed installando i ricambi) e mantenere costante la degradazione aerobica in atto, in modo tale da garantire una graduale eliminazione degli inquinanti. Inoltre, in seguito al decorso della precedente reazione chimica, l unica sostanza immessa nella matrice acquosa, oltre all ossigeno molecolare (O 2 ), è una trascurabile quantità di idrossido di calcio [Ca(OH) 2 ], che per la sua bassa solubilità in acqua rimane intrappolato all interno della calza-filtro e risulta quindi completamente rimovibile. Le calze filtranti sono immerse completamente in falda nella parte alta della colonna d acqua del pozzo di monitoraggio e vengono sostituite una volta esaurito il prodotto. I principali indicatori fisici, chimici e biologici utili alla verifica dell efficacia della tecnologia Enhanced Aerobic Bioremediation sono: la distribuzione di ossigeno disciolto nell acquifero, che rappresenta il parametro fondamentale e che viene considerato fattore limitante se raggiunge concentrazioni prossime o inferiori a 1 mg/l; 82

84 il ph esprime la concentrazione degli ioni idrogeno presenti nelle acque. Esso da un lato condiziona l attività biologica delle diverse popolazioni batteriche deputate alla depurazione, dall altro rappresenta l effetto che le singole reazioni biochimiche producono sulle acque trattate. Deve presentare valori compresi tra 6 e 8, intervallo compatibile con la vita della maggior parte degli organismi attivi nella degradazione aerobica dei contaminanti; il potenziale di ossidoriduzione (Eh), che dà indicazione sullo stato redox delle acque e che definisce se le condizioni sono aerobiche o anaerobiche; la presenza di altri accettori terminali di elettroni o indicatori correlati; le concentrazioni di manganese e ferro nelle acque sotterranee, che rappresentano un ulteriore destinazione dell ossigeno nei fenomeni diretti di ossidazione, da prendere in considerazione per valori superiori ai 10 mg/l; la domanda totale di ossigeno, determinabile con il test del COD (Chemical Oxygen Demand), per quantificare la presenza degli altri eventuali composti che possano essere ossidati direttamente dall ossigeno molecolare prodotto dall ORC-Advance o metabolizzati al posto dei contaminanti. Il COD indica la quantità di ossigeno richiesta per ossidare chimicamente le sostanze; il BOD (Biological Oxygen Demand) per ottenere un primo riscontro di biodegradabilità dalla comparazione con i dati noti di contaminazione da idrocarburi e con il COD. Il BOD indica la quantità di ossigeno richiesta dai microrganismi aerobi per poter procedere all assimilazione e alla degradazione delle sostanze organiche presenti nelle acque. Il valore numerico associato al BOD corrisponde convenzionalmente alla richiesta di ossigeno soddisfatta dopo 5 giorni, per cui viene solitamente indicato con il termine BOD 5 che rappresenta il 68% della richiesta totale; la concentrazione dei nutrienti utilizzati dal metabolismo aerobico, ovvero azoto e fosforo, che deve risultare nel corretto rapporto col substrato carbonioso pari a circa 100:10:1 come C:N:P; la concentrazione e la tipologia di contaminanti in fase adsorbita nel terreno, dato che i fenomeni di desorbimento renderanno man mano questi disponibili per la degradazione biologica; la concentrazione e la tipologia di contaminanti in fase disciolta nelle acque sotterranee; 83

85 la concentrazione iniziale della carica batterica totale, che va misurata per verificare la presenza di una popolazione microbica già accresciuta e selezionata per l instaurarsi dei processi di biodegradazione naturale. Mediante sonda multiparametrica vengono quindi misurati mensilmente: potenziale redox; ossigeno disciolto; temperatura; conducibilità elettrica; ph; salinità Verifica di applicabilità della tecnologia Al fine di definire il punto zero (baseline) della matrice acquosa e di conseguenza procedere ad un corretto dimensionamento dell ORC-Advanced, in data 28 febbraio 2008 sono state svolte presso il sito in oggetto le seguenti attività: rilievo del livello piezometrico; rilievo dei parametri chimico-fisici mediante sonda multiparametrica; prelievo ed analisi di campioni d acqua. Rilievo del livello piezometrico Allo scopo di ricostruire l andamento della superficie freatica dell acquifero, nonché per verificare l eventuale presenza di prodotto idrocarburico in galleggiamento, è stato effettuato il rilievo del livello piezometrico in tutti i pozzi di monitoraggio. Le misurazioni eseguite hanno evidenziato la presenza di idrocarburi surnatanti in corrispondenza dei piezometri denominati PM-3, PM-4 e PM-5. Nella tabella seguente si riportano i dettagli dei rilievi effettuati. 84

86 Profondità Profondità Spessore Quote Denominazione falda da prodotto da prodotto boccapozzo piezometro boccapozzo boccapozzo Quote falda m m mm m s.l.m. m s.l.m. PM-1 7, , ,034 PM-2 8, , ,998 PM-3 8,239 8, , ,013 PM-4 8,908 8, , ,952 PM-5 9,424 9, , ,902 PM-6 9, , ,859 PM-7 9, , ,913 PM-8 10, , ,604 PM-9 10, , ,639 PB 9, , ,902 Tab. 24 Rilievo del livello piezometrico effettuato in condizioni statiche Rilievo dei parametri chimico-fisici mediante sonda multiparametrica Al fine di valutare le condizioni chimico-fisiche della falda acquifera, sono stati determinati mediante sonda multiparametrica i seguenti parametri: o potenziale redox; o ossigeno disciolto; o temperatura; o conducibilità elettrica; o ph; o salinità. In Tabella 25 vengono riportati i risultati ottenuti. 85

87 Denominazione Salinità piezometro Potenziale O 2 disciolto Conducibilità ph Temperatura redox pss mv mg/l % ms/cm C PM-1 0, ,91 39,0 1,590 7,55 15,43 PM-2 0, ,58 5,9 1,199 7,65 16,43 PM-3 parametri non rilevati per la presenza di prodotto surnatante PM-4 parametri non rilevati per la presenza di prodotto surnatante PM-5 parametri non rilevati per la presenza di prodotto surnatante PM-6 0, ,32 3,3 1,186 7,61 16,32 PM-7 0,62-1 0,50 5,2 1,260 7,52 17,18 PM-8 0, ,43 4,4 1,342 7,55 17,17 PM-9 0, ,30 3,0 1,245 7,63 16,30 PB 0, ,24 2,5 1,206 7,49 16,55 Accuratezza ± 1% ± 25 ±0,2 - ± 1% ± 0,2 ± 0,20 Risoluzione 0,01 1 0,01-0,001 0,01 0,01 Tab. 25 Parametri chimico-fisici Prelievo ed analisi di campioni d acqua Si è proceduto al prelievo di un campione d acqua tramite idoneo campionatore di superficie (bailer) da ciascun piezometro installato presso il sito in oggetto, esclusi quelli denominati PM-3, PM-4 e PM-5 a causa della presenza di prodotto surnatante, per la determinazione dei seguenti parametri chimici: o idrocarburi totali (espressi come n-esano); o BTEX (Benzene, Toluene, Etilbenzene, p-xilene); o MtBE. Idrocarburi totali Denominazione Benzene Toluene Etilbenzene p-xilene MtBE (come n-esano) piezometro µg/l PM-1 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 PM-2 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 733 PM-3 campione non analizzato per la presenza di prodotto surnatante 86

88 PM-4 campione non analizzato per la presenza di prodotto surnatante PM-5 campione non analizzato per la presenza di prodotto surnatante PM-6 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 40 PM-7 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 434 PM-8 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 107 PM-9 < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 27 PB < 10 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 81 CSC per le acque sotterranee D.Lgs. 152/06 Tab. 26 Risultati delle analisi chimiche effettuate sui campioni d acqua In corrispondenza dei piezometri PM-1, PM-6 e PM-9, rispettivamente a monte, al centro e a valle idrogeologica del plume di contaminazione, sono state prelevate ulteriori aliquote di acqua di falda per la determinazione analitica dei seguenti parametri: o Solfati; o Solfuri; o Nitrati; o Ferro bivalente; o Ferro trivalente; o Manganese bivalente; o BOD 5 a 20 C; o COD; o Azoto totale; o Fosforo totale; o Carica microbica totale a 22 C e a 36 C. I risultati delle analisi effettuate sui campioni d acqua sono riassunti nella tabella seguente. 87

89 Denominazione piezometro Solfati Solfuri Nitrati Fe 2+ Fe 3+ Mn 2+ BOD5 a 20 C COD N totale P totale Carica microbica totale a 22 C Carica microbica totale a 36 C mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l di O 2 UFC/ml di SO 4 di S NO 3 di N di P PM-1 88,5 <0,1 147, ,5 17,1 35,2 0, PM-6 164,4 <0,1 0, ,6 <5 <0, PM-9 87,2 <0,1 0, ,9 12,2 <5 0, Tab. 27 Risultati delle analisi effettuate sui campioni d acqua prelevati da PM-1, PM-6, PM-9 La concentrazione di ossigeno disciolto rilevato nelle acque sotterranee in corrispondenza dei piezometri PM-2, PM-6, PM-7, PM-8, PM-9 e PB risulta compresa tra 0,24 mg/l e 0,58 mg/l, rappresentativo di un ambiente non favorevole a una consistente attività microbica aerobica e quindi la limitata disponibilità di ossigeno disciolto è da considerarsi un possibile fattore limitante. Il valore pari a 3,91 mg/l di ossigeno disciolto, riscontrato in corrispondenza del piezometro PM-1, denota un ambiente già idoneo all attività biodegradativa del contaminante residuo disciolto. I valori negativi di potenziale redox rilevati confermano la presenza di un ambiente sfavorevole all attività microbica aerobica, conseguenza della bassa percentuale di ossigeno disciolto. Il valore positivo e relativamente elevato riscontrato in corrispondenza del PM-1, conferma la presenza di un ambiente già idoneo all attività biodegradativa del contaminante residuo disciolto. I valori di ph rilevati risultano compresi tra 7,49 e 7,65, ovvero nell intervallo ottimale per lo sviluppo della maggior parte dei microrganismi aerobici. Per quanto riguarda i nutrienti, le concentrazioni di azoto e fosforo totale risultano sufficienti a garantire un corretto sviluppo delle colonie di microrganismi aerobici. 88

90 10.2 Dimensionamento Condizione necessaria all installazione delle calze filtranti è la completa assenza di prodotto surnatante, pertanto non potranno essere inserite all interno di piezometri denominati PM-3, PM-4 e PM-5. Inoltre non è possibile installare le calze filtranti neppure nel piezometro PM-3 e nel pozzo PB poiché sono destinati alla messa in emungimento mediante pompe elettriche (Pump&Treat). In considerazione delle caratteristiche geologiche ed idrogeologiche del sito ed alla tipologia e distribuzione della contaminazione, è stata ricavata la quantità di ossigeno stechiometricamente necessaria alla degradazione dei contaminanti. Per la messa in sicurezza operativa del sito si è deciso quindi di adottare il seguente schema: Denominazione piezometro Numero di calze da 2 Quantità di ORC-Advanced per applicazione necessaria per applicazione PM-2 10 PM-6 10 PM ,5 kg PM-8 10 PM-9 10 Tab. 28 Schema di dimensionamento sito-specifico 10.3 Gestione dei rifiuti I rifiuti prodotti nel corso dell intero periodo della messa in sicurezza operativa sono gestiti nel rispetto della normativa vigente in materia di recupero/smaltimento del rifiuto, secondo la classificazione del Catalogo Europeo dei Rifiuti (C.E.R.). Una volta esaurito il prodotto (ORC-Advanced) contenuto nelle calze filtranti disposte all interno dei pozzi di monitoraggio, queste dovranno essere sostituite. Le calze esauste vengono stoccate temporaneamente in appositi contenitori presso impianto autorizzato, con il codice C.E.R.: Assorbenti, materiali filtranti (inclusi filtri dell olio non specificati altrimenti), stracci e indumenti protettivi, contaminati da sostanze pericolose. 89

91 11 PIANO DI MONITORAGGIO Di seguito sono riportate le attività che vengono svolte durante le visite di monitoraggio e la relativa tempistica: verifica del corretto funzionamento degli impianti, dei parametri di taratura e manutenzione ordinaria degli stessi con cadenza mensile; rilievi dei principali parametri operativi (quantità di acqua emunta, trattata dal sistema installato, ecc.) con cadenza mensile; verifica dello stato delle tubazioni e delle raccorderie con cadenza mensile; monitoraggio delle componenti di impatto ambientale delle attrezzature installate con cadenza mensile; rilievo del livello piezometrico in tutti i pozzi di monitoraggio presenti all interno del sito in oggetto [PM-1 PM-9 e PB] con cadenza mensile, per la verifica dell efficacia del sistema di Pump&Treat; prelievo di campioni di acqua con cadenza mensile in entrata e in uscita dal sistema di trattamento Pump&Treat; prelievo di campioni di acqua dai pozzi esterni al sito in oggetto [P1, P1bis, P4, P5, P6, P7, P8, P14, P15] con cadenza quadrimestrale. La scelta dei pozzi è motivata dal fatto che risultano i più significativi perché ubicati a monte e a valle idrogeologica rispetto la locale direzione di deflusso della falda ed al deposito carburanti; verifica del corretto posizionamento delle calze filtranti all interno dei piezometri; per valutare lo stato di qualità delle acque sotterranee e per garantire l efficienza del processo di biodegradazione stimolato dalle calze filtranti, viene eseguito a cadenza quadrimestrale il campionamento delle acque di tutti i pozzi di monitoraggio presenti in sito [PM-1 PM-9 e PB]; misura con cadenza mensile mediante sonda multiparametrica dei parametri che influenzano l attività microbica che determinano il consumo di ossigeno in corrispondenza di tutti i pozzi di monitoraggio interni al sito in oggetto [PM- 1 PM-9 e PB]. 90

92 12 VERIFICA DELL EFFICACIA DEL SISTEMA DI MESSA IN SICUREZZA OPERATIVA Il sistema di messa in sicurezza operativa è stato avviato nel luglio Comprende un sistema di contenimento del plume effettuato dal Pump&Treat e le ORC, calze filtranti a lento rilascio d ossigeno per garantire il contenimento e la graduale degradazione dell inquinante nella matrice suolo. Per valutare l efficacia del sistema di messa in sicurezza operativa è fondamentale l azione di monitoraggio di molteplici parametri. In particolare verranno analizzati: andamenti del livello della falda, sia nei pozzi interni sia nei pozzi esterni al sito; analisi chimiche delle acque sotterranee, sia dei pozzi interni sia dei pozzi esterni al sito; stima dei volumi di acqua trattati dal sistema P&T ed analisi della qualità delle acque in ingresso/uscita dai filtri; principali indicatori della tecnologia Enhanced Aerobic Bioremediation misurati dalla sonda multiparametrica. Inoltre, sulla base delle analisi chimiche delle acque sotterranee e della stima dei volumi di acqua estratti, si può realizzare un bilancio di massa, con il quale risalire alla quantità di contaminante estratto Andamento del livello della falda acquifera Il rilievo piezometrico ha lo scopo di ricostruire l andamento della superficie piezometrica delle acque di falda. Per questo motivo vengono monitorati sia i pozzi interni al sito [PM-1 PM-9, PB] sia i pozzi privati esterni all area [P1, P1bis, P2 P15] Pozzi interni al sito Il primo campionamento del livello piezometrico risale a settembre 2006; solo da luglio 2009 (periodo in cui viene avviato il sistema di messa in sicurezza operativa) i monitoraggi vengono effettuati con cadenza mensile. Le misurazioni vengono eseguite con una sonda di interfaccia in grado di rilevare, con la precisione di 1 mm, eventuali spessori di prodotto surnatante. 91

93 In ogni occasione viene misurata la profondità dell acquifero e del prodotto surnatante, se presente, da bocca pozzo; essendo nota la quota assoluta (m s.l.m.) di ciascun pozzo, si può lavorare con cinque parametri diversi e fra loro correlati: profondità della falda dal bocca pozzo (m); profondità del prodotto surnatante dal bocca pozzo (m); spessore del prodotto surnatante (m); quota relativa della falda (m s.l.m.); quota relativa del prodotto surnatante (m s.l.m.). I primi due valori sono quelli effettivamente misurati dalla sonda. Lo spessore del prodotto eventualmente riscontrato si calcola dalla differenza delle due letture (dal valore della profondità della falda da b.p. si sottrae quello della profondità del prodotto da b.p.). La quota relativa della falda è data dalla differenza tra la quota assoluta del bocca pozzo e la profondità della falda dal bocca pozzo. Allo stesso modo si calcola la quota relativa del prodotto surnatante. Per la valutazione degli andamenti del livello piezometrico, in seguito si farà riferimento esclusivamente alle misure delle quote relative di falda e prodotto surnatante. 92

94 Tab. 29 Quote relative della falda Tab. 30 Quote relative del prodotto surnatante 93

95 Il prodotto surnatante è stato rinvenuto in quattro pozzi: PM-3, PM-4, PM-5, PB, tutti ubicati nella zona centrale del sito in esame. Lo spessore del contaminante varia da qualche mm fino oltre 1 m. Tab. 31 Spessore del prodotto surnatante Si riportano in seguito i grafici degli andamenti del livello piezometrico al variare del tempo per i singoli pozzi di monitoraggio (PM-1 PM-9) e per i due pozzi di emungimento (PM-3 e PB). 94

96 Fig. 26 Andamento del livello piezometrico per PM-1, PM-2, PM-4, PM-5 Fig. 27 Andamento del livello piezometrico per PM-6, PM-7, PM-8, PM-9 Fig. 28 Andamento del livello piezometrico per PM-3, PB 95